Universidade de Aveiro 2004

Departamento de Química

David Paulo Fangueiro

Métodos de Fraccionamento de Metais Vestigiais em Águas e Sedimentos Estuarinos

Universidade de Aveiro

1998 Departamento de Química

David Paulo Fangueiro

Métodos de Fraccionamento de Metais Vestigiais em Águas e Sedimentos Estuarinos

dissertação apresentada à Universidade de Aveiro para cumprimento dos requisitos necessários à obtenção do grau de Doutor em Química, realizada sob a orientação científica do Doutor Armando da Costa Duarte, Professor Catedrático do Departamento de Química da Universidade de Aveiro e co-orientação do Doutor Alain Bermond, Professor do "Institut National Agronomique Paris-Grignon", França.

O júri

presidente Prof. Dra. Celeste de Oliveira Alves Coelho Professora Catedrática do Departamento de Ambiente e Ordenamento da Universidade de Aveiro

Prof. Dr. Armando da Costa Duarte Professor Catedrático do Departamento de Química da Universidade de Aveiro

Prof. Dra. Maria Eduarda B. dos Santos Professora Auxiliar do Departamento de Química da Universidade de Aveiro

Prof. Dra. Helena Maria C. S. Carapuça Professora Auxiliar do Departamento de Química da Universidade de Aveiro

Prof. Dr. Alain Bermond Professor Catedrático do « Institut National Agronomique Paris-Grignon », França

Prof. Dr. José António Rodríguez Vázquez Professor Catedrático do “Departamento de Química Analítica y Alimentaria da Universidad de Vigo”, Espanha

Prof. Dr. Michel Wartell Professor da « Université des Sciences et Techniques de Lille 1 », França

Agradecimentos

Aos meus supervisores, Professor Doutor Armando da Costa Duarte eProfessor Doutor Alain Bermond, por terem proporcionado a realização destetrabalho e por toda a disponibilidade e interesse demonstrado. À Professora Doutora Helena Maria Correia Seixas Carapuça e à ProfessoraDoutora Maria Eduarda Bastos dos Santos, colaboradoras e supervisorasoperacionais de grande parte deste trabalho, pelo constante apoio e disponibilidade. Além disso, tenho que lhes agradecer por me terem transmitido tantos e tantos conhecimentos. Aos meus colegas de laboratório pela simpatia e amizade ao longo destesquatro anos de trabalho. À Doutora Teresa Caldeira, pela simpatia com que sempre me ajudou. À Luísa Pinho, pela paciência, simpatia e ajuda tanto material como mental. Un grand merci à tous les membres du laboratoire de Chimie Analytique del’Institut National Agronomique pour m’avoir soutenu et aidé tout au long des quatre années passées ensemble. A Professora Doutora Maria da Graça Neves, por ter sido quem proporcionoutoda esta grande aventura. Aos meus pais, à minha irmã Ana Luísa e ao Carlos, por toda a confiança epor me terem apoiado nos momentos mais difíceis. À Clara, por me ter ajudado a não perder de vista as coisas mais importantesda vida. À Laura, por tudo o que fez e aceitou durante este trabalho. A todos os que contribuíram directa ou indirectamente para a realização destetrabalho.

Resumo

Os metais vestigiais têm um papel importante em sistemas bifásicos água /sedimento tais como a “Ria de Aveiro”. Por outro lado, alguns destes metaispodem ser tóxicos para o homem, sendo, por esse motivo, importante estimara sua mobilidade no ambiente assim como a sua capacidade de migrar nacadeia alimentar. O objectivo principal deste trabalho foi desenvolver e optimizar métodos defraccionamento de metais vestigiais (Cu, Cd e Pb) em águas e sedimentosestuarinos. Adicionalmente, foi também estudado o carácter operacional da fracção de metal lábil determinada nos estudos de fraccionamento de metais vestigiais em águas naturais. O fraccionamento do cobre, do cádmio e do chumbo em sedimentos foirealizado seguindo a cinética da extracção pelo EDTA destes metais vestigiais. Para tal, foram inicialmente optimizados vários parâmetros experimentais ecompararam-se dois protocolos de extracção. As curvas de extracção peloEDTA em função do tempo, obtidas para os 3 metais estudados, foram depois ajustadas com duas equações cinéticas e dois modelos cinéticos. Provou-se que o modelo de duas reacções de primeira ordem é o mais eficiente paraajustar as curvas de extracção permitindo dividir os metais em três fracçõesdiferentes, a fracção "rapidamente extraível", a fracção "lentamente extraível" ea fracção "inerte". Este método de fraccionamento, em conjunto com estemodelo, foram finalmente aplicados a vários sedimentos da Ria de Aveiro emostrou-se que a composição do sedimento tem influência sobre o fraccionamento do cobre e do chumbo pelo EDTA. O fraccionamento dos metais vestigiais em águas foi realizado com doismétodos diferentes: a voltametria, nomeadamente a voltametria deredissolução anódica (ASV) e a voltametria de redissolução catódica com acumulação adsortiva (AdCSV), e a extracção em fase sólida (SPE) com asresinas Chelex 100 e Amberlite CG-50. Com ambos os métodos, foram optimizados vários parâmetros experimentais antes da sua aplicação àamostras de águas provenientes da Ria de Aveiro. De modo a comparar a fracção lábil de metal determinada com cada método, as várias técnicas defraccionamento de metais em águas naturais usadas neste trabalho foram,finalmente, aplicadas a uma mesma amostra. Mostrou-se, assim, que a fracção de metal lábil determinada por AdCSV e por SPE com a Chelex 100 émuito semelhante apesar do tempo de análise em cada técnica ser muito diferente. No caso da SPE, estudou-se, ainda, o carácter operacional da fracção de metal lábil determinada com esta técnica e mostrou-se que a extensão da dissociação dos complexos metálicos depende da natureza do metal, dosligandos e da própria resina utilizada. A SPE foi, ainda, usada para o estudo dalabilidade dos complexos metálicos com húmicos.

Abstract

Trace metals are usually present in significant quantities in water/sedimentsystems such as "Ria de Aveiro" lagoon (Portugal). However, some of thistrace metals may be toxic for humans and it becomes of prime importance to be able to assess their mobility, i.e., their ability to migrate to fishes and plants. The aim of this work was to develop and optimise methods of fractionation oftrace metals in water and in sediments. The operational character of the labilefraction obtained with methods used to study trace metal fractionation was also evaluated. The fractionation of copper, cadmium and lead in sediments was performedfollowing the kinetic extraction with EDTA. Initially, several experimental parameters were optimised and two extraction protocols have been compared. The curves of extraction by EDTA as a function of time for the three studiedmetals were adjusted with two kinetic equations and two kinetic models. It hasbeen showed that the two first order reactions model was the most efficient to fit extraction curves and allowed to separate those metals into three fractions: “quickly extractable", "slowly extractable" and an inert fraction. Then, theoptimised fractionation method has been applied to several sediment samplesfrom “Ria de Aveiro” (Portugal) and it has been concluded that the composition of sediment influences the copper and lead fractionation by EDTA. The fractionation of trace metals in waters were performed using two methods: voltammetry, namely Anodic Stripping Voltammetry (ASV) and Cathodic Stripping Voltammetry with adsorptive accumulation (AdCSV) and Solid Phase Extraction (SPE) with two resins, Chelex 100 and Amberlite CG-50. Relevant experimental parameters were optimised for both methods and they were, then,applied to water samples from “Ria de Aveiro” lagoon. In order to compare thelabile fraction of metal obtained with voltammetric techniques and with SPE, these methods were applied to a same water sample. It was showed that labilefractions obtained with AdCSV and SPE with Chelex 100 were similar even though the analysis time of each technique is very different. SPE was also used to study the operational character of the labile fractionobtained with this technique. It has been shown that the extension of thedissociation of complexed metal depends on the nature of the metal, theligands and the resin considered. SPE was, also, used to study the lability ofhumic complexes.

Résumé

Parmi les polluants associés à l’industrialisation et au développement urbain,les éléments traces métalliques font partie des plus préoccupants. En effet, cesont des contaminants terrestres et aquatiques dont le caractère toxique estrendu insidieux par leur accumulation dans les organismes et par leurbioaccumulation le long des chaînes alimentaires, ce qui les rend dangereuxmême présents à l’état de traces. Ce sont de plus, des contaminantspersistants qui ne sont jamais éliminés mais seulement transférés d’uncompartiment naturel à un autre, l’eau étant leur principal vecteur de transport dans leurs cycles biogéochimique.

Un effort important est donc fourni afin d’estimer le danger potentiel représentépar ces éléments dans l’environnement. Il est désormais admis que le risque posé par la présence de métaux dans l’environnement ne dépend pas tant de leur concentration totale mais surtout de leur aptitude à migrer de la phase solide vers les eaux interstitielles puis à se fixer sur différents organismes lelong de la chaîne alimentaire. Afin d’estimer cette mobilité, il est d’usage de recourir à des études de fractionnements des métaux.

Le principal objectif de ce travail repose sur le développement et l’optimisationde méthodes de fractionnement d’éléments traces métalliques dans les eaux etles sédiments d’un système lagunaire. Ainsi, ce travail de décompose en deuxparties principales: une première consacrée au fractionnement d’élémentstraces métalliques dans les sédiments et une seconde consacrée aufractionnement des éléments traces métalliques dans les eaux. Les métaux considérés sont le cuivre, le cadmium et le plomb.

Dans les systèmes aquatiques naturels, les sédiments jouent un rôle clef dansle contrôle des métaux en solution. Par leur capacité d’accumulation, ilsreflètent la qualité des eaux en témoignant des pollutions. Mais ils vont aussi, en les accumulant, constituer des réservoirs de polluants susceptibles d’être remobilisés. Ils représentent donc un risque potentiel de pollution des systèmesaquatiques naturels.

Les schémas d’extraction séquentielle, qui consistent en l’utilisation successive de différents réactifs afin d’extraire spécifiquement les métaux fixés auxdifférentes phases du sédiment (matière organique, oxydes de fer, manganèse ou aluminium, carbonates, sulfures…), sont la méthode la plus utilisé pour déterminer le fractionnement d’éléments traces métalliques dans lessédiments. Cependant, de nombreuses critiques ont été élevées contre cetteméthode dénonçant, notamment, le manque de sélectivité des réactifs utilisésou encore la possible ré-adsorption des métaux.

Dans ce travail, une approche cinétique du fractionnement a été préférée à ces schémas d’extraction séquentielle. Le fractionnement cinétique consiste en l’évaluation des flux de métaux extraits par un réactif qui est, dans notre cas, l’EDTA. Il s’agit donc d’étudier la cinétique d’extraction d’un métal lié ausédiment. Cette approche à l’avantage d’indiquer, en plus des classiqueséquilibres de distributions, la labilité relative des complexes formés entre lesmétaux et les différentes phases du sédiment.

Ce type de fractionnement va donc pouvoir révéler des différences de labilité entre des complexes dont les stabilités thermodynamiques peuvent être proches.

Dans un premier temps, nous avons procédé à l’optimisation des conditions expérimentales pour l’étude de la cinétique d’extraction par l’EDTA d’éléments traces métalliques dans le sédiment. Tout ce travail a été réalisé à l’équilibre, raison pour laquelle il a d’abord fallu déterminer le temps nécessaire pour atteindre un état stationnaire entre le sédiment et la solution d’extraction. Il apparaît, qu’au bout de 24 heures, les quantités de métaux extraits par l’EDTA sont quasiment constantes en fonction du temps. Les paramètres expérimentaux optimisés ont été la concentration de la solution d’EDTA, le rapport masse de sédiment/Volume de solution (m/V) et le pH de la solution d’extraction. L’influence de chacun de ces paramètres sur les quantités extraites a été analysée et les conditions optimales d’extractions obtenues sont :

[EDTA] = 0,05 M; pH = 6,0; m/V = 0,15 Kg.L-1

Deux procédés sont utilisés pour l’étude de la cinétique d’extraction des métaux. Un premier utilise un seul flacon dans lequel sont agités le sédiment et la solution d’extraction ; à chaque temps de la cinétique, une fraction du mélange sédiment/solution est prélevée et la solution filtrée. Un second protocole utilise plusieurs flacons dans lesquels sont agités le sédiment et la solution d’extraction pendant un temps défini ; à chaque temps de la cinétique correspond un flacon unique. Ces deux protocoles ont été comparés en terme de variabilité des résultats et de quantité de cations métalliques extraits. Il a, ainsi, été possible vérifier que le protocole utilisant plusieurs flacons présente une variabilité moindre et permet d’extraire des quantités de cations légèrement supérieures. Ces différences ont été attribuées à la qualité de l’agitation dans chacun des protocoles.

Généralement, les courbes d’extractions obtenues sont simulées par divers modèles afin d’en obtenir des données quantitatives facilement exploitables. Les modèles utilisés ont été le modèle de diffusion et le modèle de deux réactions de premier ordre. Deux équations cinétiques ont également été utilisées. Ces deux modèles et ces deux équations ont été décrits en détails et leurs conditions d’applicabilité ont été analysées. L’équation à deux constantes et l’équation d’Elovich ont été utilisées pour simuler les courbes d’extractions. De meilleurs résultats ont été obtenus avec l’équation à deux constantes mais dans les deux cas, l’utilisation de ces équations est totalement empirique.

Le modèle de diffusion permet un bon ajustement des courbes d’extractions uniquement pour des temps inférieurs à une heure. Par conséquent, il est probable que l’extraction de cations métalliques par l’ EDTA dans cet intervalle de temps soit contrôlée par diffusion.

L’ajustement des courbes d’extractions par le modèle de deux réactions de premier ordre est très efficace pour les 3 métaux et sédiments considérés. Il a ainsi été possible de déterminer, pour chaque métal et dans chaque sédiment, trois fractions de métal : une fraction F1 rapidement extraite, une fraction F2 lentement extraite et une fraction F3 inerte. Il apparaît ainsi que le cuivre est des trois métaux étudiés le plus lentement extrait. Les résultats obtenus avec ce modèle ont permis d’établir des corrélations entre la composition du sédiment et la distribution du cuivre et du plomb entre les trois fractions F1, F2 et F3. Il a ainsi été possible de conclure que la cinétique d’extraction par l’EDTA des métaux dépend du métal considéré et de la composition du sédiment.

La deuxième partie de ce travail a été consacrée à l’étude du fractionnement des éléments traces métalliques dans les eaux naturelles. Pour cela, deux techniques différentes ont été utilisées :

• la voltamétrie, et plus précisément la voltamétrie de redissolution anodique (ASV) et la voltamétrie de redissolution cathodique (AdCSV) avec comme ligand compétiteur l’hydroxiquinoline.

• l’extraction en phase solide (SPE) avec les résines d’échanges cationiques Chelex 100 e Amberlite CG-50.

Ces techniques voltamétriques sont, depuis de nombreuses années, utilisées pour l’étude du fractionnement des métaux dans les eaux. Il est, cependant, nécessaire de procéder à l’optimisation de ces techniques avant leur utilisation. Ainsi, les principaux paramètres expérimentaux comme le temps d’accumulation, le potentiel d’accumulation ou le potentiel initial de balayage ont été optimisés pour chacune des techniques voltamétriques. Les conditions optimales, déterminées au cours de ce travail, pour l’étude du fractionnement du cuivre, du plomb et du cadmium par AdCSV sont :

• Concentration d’hydroxiquinoline : 1*10-5 M

• Concentration de tampon HEPES : 1*10-4 M

• Potentiel d’accumulation : -1,1 V

• Temps d’accumulation : 60 ou 120 secondes selon la concentration de métal

• Potentiel initial de balayage : -0,15 V ou -0,43 V

• Technique de redissolution : « Differential Pulse »

Le pic du plomb peut parfois être masqué par le pic du cuivre. De manière, à réduire cette interférence, le balayage de potentiel peut être débuté juste après le pic du cuivre à -0,43 V.

Avant l’application de l’AdCSV a des échantillons d’eaux naturelles, la sensibilité, la limite de détection et la reproductibilité de cette technique ont été estimées. Pour cela, plusieurs droites d’étalonnages ont été réalisées avec des solutions salines et des solutions non salines. En effet, les échantillons d’eaux analysés au cours de ce travail proviennent d’une lagune côtière et peuvent donc présenter une certaine salinité. Il a ainsi été montré que l’ AdCSV est plus sensible dans le cas du cuivre que dans le cas du cadmium ou du plomb.

Dans un deuxième temps, les deux techniques utilisées, l’AdCSV et l’ASV, ont été comparées. Ainsi, il apparaît que l’AdCSV est plus sensible que l’ASV notamment dans le cas du cuivre. Le seuil de détermination de l’AdCSV est également plus bas que celui de l’ASV ce qui rend cette technique plus performante pour l’étude du fractionnement des métaux dans les eaux naturelles lorsque ceux-ci sont présents à l’état de trace.

La deuxième technique utilisée pour l’étude du fractionnement de métaux dans les eaux naturelles a été l’extraction en phase solide. Pour cela deux résines échangeuses d’ions ont été utilisées : la résine Chelex 100 qui est une résine chelatante forte et la résine Amberlite CG-50 qui est une résine d’échange cationiques plus faible.

Les conditions expérimentales optimales pour l’étude par SPE du fractionnement du cuivre, du plomb et du cadmium dans les eaux naturelles ont été déterminées en se basant sur les différents travaux déjà réalisés par SPE. Cependant, avant l’application de cette technique à des échantillons d’eau provenant de la « Ria de Aveiro », différentes études ont été réalisées avec des solutions de métaux de manière à vérifier que tout les métaux extraits par les résines sont récupérés par élution avec de l’acide nitrique ou encore pour contrôler les blancs d’extractions (expérience réalisée sans métaux pour vérifier la pureté des résines et le lavage du matériel utilisé).

L’extraction en phase solide avec les résines Chelex 100 et Amberlite CG-50 a ensuite été utilisée pour déterminer le fractionnement du cuivre, du cadmium et du plomb dans des échantillons d’eaux provenant de la « Ria de Aveiro ».Il a ainsi été montré que la fraction labile de métal déterminé avec la résine Chelex 100 est supérieure à celle déterminée avec la résine Amberlite CG-50 dans le cas du cuivre et du cadmium mais que ces deux résines présentent une fraction labile identique dans le cas du plomb. L’ensemble des techniques utilisées dans ce travail pour l’étude du fractionnement de métaux traces dans les eaux ont finalement été comparées entre elles en étant appliquées à un même échantillon d’eau. Il a, ainsi, été montré que l’AdCSV et la SPE avec la résine Chelex 100 permettent d’obtenir des fractions labiles de cuivre du même ordre de grandeur. De plus, cette comparaison a permis de mettre en évidence le caractère opérationnel de la fraction labile de métal déterminée avec ces techniques.

Le caractère opérationnel de la fraction labile de métal déterminée par SPE a ensuite été étudié plus en détails. Dans un premier temps, nous nous sommes intéressés à l’influence des conditions expérimentales, notamment du temps

d’extraction, du rapport masse de résine/volume de solution ou encore de la salinité sur la capacité d’extraction des résines Amberlite CG-50 et Chelex 100. Il a ainsi été mis en évidence la compétition entre les cations majoritaires présents dans les eaux salées et les métaux traces pour l’extraction par les résines. Il a, de plus, été montré que les ligands inorganiques présents dans les eaux salées peuvent, en complexant les métaux traces, également diminuer l’efficacité des résines notamment dans le cas de la résine Amberlite CG-50 qui est moins forte. Une deuxième étude a permis de comparer la fraction labile de métal déterminée par SPE et la fraction de métal libre dans des solutions synthétiques contenant des métaux et des ligands organiques. Il a ainsi été montré que la labilité des complexes dépend du métal, du ligand et de la résine considérés. De plus, contrairement à ce qui est affirmé par différents auteurs, cette étude à monter que les deux résines utilisées sont capables de provoquer la dissociation des même complexes mais dans des proportions différentes (la résine Chelex 100 permet de provoquer la dissociation d’une fraction de complexe supérieur à celle dissocier en présence de la résine Amberlite CG-50). Ainsi, les résultats obtenus au cours de ce travail montrent que, pour les complexes étudiés, il est faux d’affirmer que la résine Chelex 100 est capable d’extraire des métaux provenant de la dissociation de complexes forts et que la résine Amberlite CG-50 ne permet d’extraire que des métaux provenant de la dissociation de complexes plus faibles.

Finalement, nous avons procédé à l’étude de la labilité des complexes de cuivre formés avec la matière humiques. Pour cela, il a fallu mettre au point une méthode permettant de déterminer la concentration de cuivre non complexé par des ligands organiques dans une solution d’eau salée en équilibre avec une résine faible. En effet, dans le cas des acides humiques, les constantes d’équilibre des complexes ne sont pas connues et, donc, la détermination de la spéciation par calcul est impossible. Il existe différentes méthodes utilisées dans des eaux non salées mais aucune ne proposent de solutions pour les eaux salées. La méthode mise au point a, d’abord, été testée avec une solution d’acide citrique en équilibre avec la résine Dowex 50W-X8. La valeur de la concentration de cuivre non complexé par des ligands organiques déterminée avec cette technique a été comparée à la valeur calculée avec un programme de calcul de spéciation (CHEAQS), ce qui a permis de valider la méthode. Celle-ci a, ensuite, été utilisée pour comparer la fraction labile de cuivre déterminée par SPE avec les résines Chelex 100 e Amberlite CG-50 et la fraction de cuivre non complexé par des ligands organiques dans une solution synthétique d’eau salée contenant du cuivre et des acides humiques. Cette solution a, tout d’abord, été mise en contact avec la résine Dowex 50W-X8 jusqu’à ce soit atteint un état d’ équilibre, de manière à déterminer la concentration de cuivre non complexé par des ligands organiques dans la solution à l’ équilibre. Puis, dans cette même solution, la fraction labile de cuivre a été déterminée par SPE avec les résines Chelex 100 et Amberlite CG-50. Les résultats obtenus ont montrés que la fraction labile déterminée avec une des deux résines est bien supérieure à la fraction de métal non complexé par des ligands organiques.

Cependant, cette étude présente un certain nombre de limitations qui empêchent toute corrélation avec le milieu naturel. En effet, les concentrations de métaux et d’acides humiques utilisées sont bien supérieures à celle rencontrées dans les eaux naturelles. De plus, les acides humiques utilisés sont d’origine commerciale.

En conclusion, les principaux objectifs de ce travail ont été atteints. En effet, Il a été démontré que le protocole proposé de fractionnement cinétique des métaux avec l’EDTA, associé au modèle cinétique de deux réactions du premier ordre permet de diviser les métaux présents dans les sédiments en trois fractions caractérisées par la cinétique d’extraction des métaux par l’EDTA. Dans le cas des eaux, plusieurs techniques de fractionnement ont été optimisées puis appliquées à des échantillons d’eaux provenant de la « Ria de Aveiro ». Ceci a permis de mettre en évidence le caractère opérationnel de la fraction de métal labile déterminée avec ces techniques notamment dans le cas de l’extraction en phase solide pour laquelle ce domaine a été traité plus en détails.

Índice

xxii

Índice

xxiii

ÍNDICE

Índice de Tabelas ...............................................................................................................................xxxi

Índice de Figuras .............................................................................................................................xxxvii

Glossário de abreviaturas e símbolos ...............................................................................................xliii

Objectivos da tese.............................................................................................................................. xlvii

I. Introdução......................................................................................................................1

I.1. Os metais vestigiais no meio aquático natural ..............................................................................2 I.2. Toxicidade e especiação dos metais vestigiais...............................................................................4 I.3. Especiação química ou fraccionamento?.......................................................................................6 I.4. Referências .........................................................................................................................................8

II. Fraccionamento de Metais Vestigiais em Sedimentos Estuarinos ........................... 11

II.1. Introdução................................................................................................................13

II.1.1. Composição do sedimento .......................................................................................................13 II.1.2. Fixação dos metais vestigiais nos sedimentos ........................................................................15 II.1.3. Importância dos sedimentos na regulação da concentração dos metais vestigiais em

solução ........................................................................................................................................16 II.1.4. Caracterização dos metais vestigiais no sedimento ...............................................................18

II.1.4.1. Os fraccionamentos operacionais ...........................................................................18 II.1.4.1.1. Os fraccionamentos funcionais.........................................................................19 II.1.4.1.2. Protocolos de extracções sequênciais...............................................................20

II.1.4.1.2.1. Protocolo de Tessier et al. (1979) ..............................................................20 II.1.4.1.2.2. Outros protocolos de extracções sequenciais .......................................21

II.1.4.1.3. Problemas e artefactos dos protocolos de extracções sequenciais ..............22 II.1.4.1.3.1. Readsorção dos metais extraídos ............................................................22 II.1.4.1.3.2. Falta de selectividade dos agentes de extracção....................................22 II.1.4.1.3.3. Falta de independência dos resultados perante o protocolo usado ...23

II.1.4.2. O fraccionamento cinético.......................................................................................24

Índice

xxiv

II.1.4.2.1. Modelo da difusão...............................................................................................26 II.1.4.2.1.1. Difusão a partir de um cilindro...............................................................27 II.1.4.2.1.2. Difusão a partir de uma esfera ................................................................29 II.1.4.2.1.3. Conclusão...................................................................................................32

II.1.4.2.2. Modelo de duas reacções de primeira ordem (Modelo de compartimentos múltiplos) .............................................................................33

II.1.4.2.2.1. Modelo de compartimentos múltiplos ...................................................33 II.1.4.2.2.2. Modelo de duas reacções de primeira ordem........................................35

II.1.4.2.3. A equação de duas constantes...........................................................................36 II.1.4.2.4. A equação de Elovich.........................................................................................38

II.1.5. Capacidade complexante do EDTA.......................................................................................38

II.2. Detalhes experimentais usados no fraccionamento cinético dos metais em sedimentos estuarinos ............................................................................................41

II.2.1. Sedimentos estudados...............................................................................................................41 II.2.1.1. Amostragem e tratamento das amostras ...............................................................41 II.2.1.2. Características químicas dos sedimentos estudados ............................................42

II.2.2. Lavagem do material.................................................................................................................43 II.2.3. Reagentes e soluções.................................................................................................................44 II.2.4. Estudos de optimização da extracção pelo EDTA de metais vestigiais em

sedimentos..................................................................................................................................44 II.2.5. Protocolos de extracção pelo EDTA, em função do tempo, de metais vestigiais em

sedimentos..................................................................................................................................45 II.2.6. Determinação da concentração de metais por F-AAS ........................................................46

II.3. Optimização das condições experimentais para a realização do estudo da cinética de extracção pelo EDTA de metais vestigiais em sedimentos estuarinos................................................................................................................47

II.3.1. Introdução ...................................................................................................................................47 II.3.2. Optimização dos parâmetros experimentais da extracção ...................................................48

II.3.2.1. Determinação do tempo de equilíbrio “prático” .................................................48 II.3.2.2. Influência da razão massa de sedimento/volume de EDTA (m/V) sobre a

extracção de metais vestigiais em sedimentos .....................................................51 II.3.2.3. Influência da concentração de EDTA sobre a extracção de metais

vestigiais em sedimentos ........................................................................................56 II.3.2.4. Influência do pH sobre a extracção pelo EDTA de metais vestigiais em

sedimentos................................................................................................................60

Índice

xxv

II.3.2.4.1. Extracção dos metais vestigiais pelo HNO3 .................................................61 II.3.2.4.2. Influência do pH da solução de EDTA sobre a extracção de metais

vestigiais .............................................................................................................65 II.3.2.4.2.1. Efeito do pH inicial da solução de EDTA sobre a quantidade

extraída de metais ......................................................................................65 II.3.2.4.2.2. Influência do pH inicial sobre a variação do pH da solução de

extracção .....................................................................................................67 II.3.2.4.2.3. Conclusão...................................................................................................69

II.3.2.5. Capacidade de extracção do EDTA........................................................................69 II.3.2.6. Conclusão preliminar ................................................................................................70

II.3.3. Comparação de dois protocolos de extracção ......................................................................71 II.3.3.1. Descrição dos protocolos.........................................................................................71 II.3.3.2. Comparação da variabilidade dos protocolos........................................................74 II.3.3.3. Quantidade de metais extraídos e variação do pH ...............................................79

II.3.4. Conclusão ...................................................................................................................................83

II.4. Estudo da cinética de extracção pelo EDTA de metais vestigiais em sedimentos estuarinos: aplicação e comparação de equações e modelos cinéticos .................................................................................................................85

II.4.1. Introdução..................................................................................................................................85 II.4.2. Descrição e análise das curvas de extracção pelo EDTA do cobre, cádmio e

chumbo no sedimento..............................................................................................................86 II.4.3. Ajuste das curvas de extracção com a equação de duas constantes e a equação de

Elovich........................................................................................................................................90 II.4.3.1. A equação de duas constantes .................................................................................91 II.4.3.2. A equação de Elovich ...............................................................................................93 II.4.3.3. Comparação dos resultados obtidos com as duas equações ...............................94

II.4.4. Modelo da difusão.....................................................................................................................97 II.4.5. O modelo de duas reacções de primeira ordem ................................................................ 102 II.4.6. Análise dos resultados obtidos com o modelo de duas reacções de primeira ordem.. 105

II.4.6.1. Distribuição do cobre, do cádmio e do chumbo entre as três fracções F1, F2 e F3. .................................................................................................................. 106

II.4.6.2. Influência da composição do sedimento sobre a extracção do cobre e do chumbo pelo EDTA............................................................................................ 108

II.4.7. Conclusão ................................................................................................................................ 111

II.5. Referências .......................................................................................................... 112

Índice

xxvi

III. Fracionamento de Metais Vestigiais em Águas Estuarinas................................... 117

III.1. Introdução ............................................................................................................ 119

III.1.1. Espécies metálicas em águas naturais ................................................................................. 119 III.1.2. A relevância da concentração de ião metálico presente na forma livre - modelo da

actividade do ião livre ............................................................................................................ 121 III.1.3.Noções de labilidade e de janela de detecção analítica das técnicas de

fraccionamento de metais vestigiais em águas naturais .................................................... 122 III.1.4. Métodos de fraccionamento de metais vestigiais em águas naturais.............................. 125

III.1.4.1. Métodos Voltamétricos........................................................................................ 126 III.1.4.1.1. Princípios e fundamentos teóricos dos métodos voltamétricos de

redissolução................................................................................................... 126 III.1.4.1.1.1. Etapa de pré-concentração.................................................................. 127 III.1.4.1.1.2. Etapa de equilibração........................................................................... 131 III.1.4.1.1.3. Etapa de redissolução .......................................................................... 131 III.1.4.1.1.4. Voltametria diferencial por impulsos................................................. 133 III.1.4.1.1.5. Voltametria de onda quadrada............................................................ 134

III.1.4.1.2. Métodos voltamétricos em estudos de fracionamento ............................. 136 III.1.4.1.2.1. Voltametria de redissolução anódica (ASV) ..................................... 137 III.1.4.1.2.2. Voltametria de redissolução catódica com acumulação adsortiva

(AdCSV)................................................................................................. 140 III.1.4.2. Método de Extracção em Fase Sólida (SPE) .................................................... 143

III.1.4.2.1. Etapas da extracção em fase sólida .............................................................. 144 III.1.4.2.2. Composição da fase estacionária.................................................................. 144

III.1.4.2.2.1. Fases estacionárias utilizadas neste trabalho..................................... 147 III.1.4.2.3. Preparação e condicionamento da fase estacionária ................................. 149 III.1.4.2.4. Factores que influenciam a fixação do analito na fase estacionária ........ 150 III.1.4.2.5. Lavagem e eluição da fase estacionária........................................................ 152

III.2. Detalhes experimentais usados no fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas................................................................................................... 155

III.2.1. Reagentes e Soluções............................................................................................................. 155 III.2.2. Amostras de águas naturais .................................................................................................. 156 III.2.3. Lavagem do material ............................................................................................................. 156 III.2.4. Instrumentação e procedimento geral utilizado nos métodos voltamétricos ............... 157

Índice

xxvii

III.2.4.1. Instrumentação...................................................................................................... 157 III.2.4.2. Procedimento Geral.............................................................................................. 157 III.2.4.3. Determinação da intensidade dos picos nos voltamogramas obtidos por

ASV e AdCSV....................................................................................................... 158 III.2.5. Procedimento geral utilizado no método de extracção em fase sólida .......................... 160

III.2.5.1. Lavagem das resinas ............................................................................................. 160 III.2.5.2. Procedimento de base .......................................................................................... 161 III.2.5.3. Determinação da concentração de metais por F-AAS e ASV no ácido de

eluição das resinas ................................................................................................ 161 III.2.6. Tratamento estatístico dos resultados................................................................................. 162

III.3. Técnicas voltamétricas de fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas: optimização dos métodos................................................................. 165

III.3.1. Introdução .............................................................................................................................. 165 III.3.2. Voltametria de redissolução catódica com acumulação adsortiva (AdCSV)................. 166

III.3.2.1. Efeito da concentração de oxina e do pH da solução estudada..................... 166 III.3.2.2. Efeito do potencial de acumulação Eac e do potencial inicial de varrimento

Ei ............................................................................................................................. 168 III.3.2.3. Efeito do tempo de acumulação ......................................................................... 170 III.3.2.4. Efeito da técnica electroanalítica usada na etapa de redissolução.................. 172 III.3.2.5. Efeito da velocidade de varrimento na etapa de redissolução por DP ......... 175 III.3.2.6. Rectas de calibração.............................................................................................. 176

III.3.3. Voltametria de redissolução anódica (ASV) ...................................................................... 180 III.3.3.1. Efeito da técnica electroanalítica usada na etapa de redissolução.................. 180 III.3.3.2. Efeito do tempo de acumulação ......................................................................... 182 III.3.3.3. Rectas de calibração.............................................................................................. 185 III.3.3.4. Comparação da ASV (SW) e da AdCSV (DP).................................................. 187

III.3.4. Conclusão................................................................................................................................ 190

III.4. Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas por extracção em fase sólida............................................................................................................. 191

III.4.1. Introdução .............................................................................................................................. 191 III.4.2. Fraccionamento de cobre, cádmio e chumbo em águas naturais por extracção em

fase sólida ............................................................................................................................... 192 III.4.2.1. Escolha das condições experimentais ................................................................ 192

Índice

xxviii

III.4.2.2. Determinação por voltametria de redissolução anódica dos metais presentes no ácido de eluição das resinas ........................................................ 194

III.4.2.3. Controle da extracção com resinas de troca iónica e quelantes do cobre, cádmio e chumbo presente em águas................................................................ 195

III.4.2.3.1. Brancos de extracção ..................................................................................... 195 III.4.2.3.2. Estudo da recuperação dos metais removidos pela resina ....................... 197 III.4.2.3.3. Variação do pH ao longo da extracção ....................................................... 198

III.4.2.4. Aplicação da extracção em fase sólida ao fraccionamento de cobre, cádmio e chumbo em águas naturais................................................................ 200

III.4.3. Comparação da extracção em fase sólida com métodos voltamétricos de fraccionamento...................................................................................................................... 202 III.4.3.1. Métodos de fraccionamento utilizados .............................................................. 202 III.4.3.2. Fracção lábil de cobre, cádmio e chumbo determinada pelos vários

métodos de fraccionamento .............................................................................. 203 III.4.4. Conclusão................................................................................................................................ 206

III.5. O carácter operacional da fracção lábil determinada por SPE ...........................207

III.5.1. Introdução .............................................................................................................................. 207 III.5.2. Influência das condições experimentais sobre a eficiência de extracção das resinas

Chelex 100 e Amberlite CG-50........................................................................................... 209 III.5.2.1. Factores que afectam a variação do pH ao longo da extracção por SPE ..... 209 III.5.2.2. Influência da salinidade, da razão (massa de resina/volume de solução) e

do tempo de extracção na fracção extraída por SPE ...................................... 212 III.5.3. Comparação da fracção livre e da fracção lábil de metal determinada por SPE em

soluções sintéticas na presença de vários ligandos orgânicos......................................... 216 III.5.3.1. Carácter operacional da fracção lábil de metal determinada por SPE .......... 216

III.5.3.1.1. Introdução ....................................................................................................... 216 III.5.3.1.2. Soluções e condições experimentais usadas ............................................... 217 III.5.3.1.3. Relação entre a fracção de metal livre e a fracção lábil de metal

determinada por SPE................................................................................... 218 III.5.3.1.4. Extensão da dissociação dos complexos..................................................... 221

III.5.3.2. Competição e interferências de outros metais na labilidade de complexos metálicos por SPE................................................................................................ 223

III.5.4. Conclusão................................................................................................................................ 225

Índice

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III.6. Estudo por SPE da labilidade de complexos metálicos com a matéria húmica ................................................................................................................227

III.6.1. Introdução .............................................................................................................................. 227 III.6.2. Teoria do método de determinação da fracção de metal (livre + inorgânico) numa

solução salina de metal e substancias húmicas................................................................... 228 III.6.3. Determinação do coeficiente de distribuição KD’ do cobre na resina Dowex 50W-

X8 ............................................................................................................................................. 233 III.6.4. Aplicação do método à determinação de [M]livre + inorgânico numa solução de metal e

ligandos orgânicos em água salgada .................................................................................... 235 III.6.4.1. Validação do método com uma solução de cobre e ácido cítrico em água

salgada sintética..................................................................................................... 235 III.6.4.2. Aplicação do método a soluções de cobre e ácidos húmicos em água

salgada sintética..................................................................................................... 237 III.6.5. Comparação da fracção lábil determinada por extracção em fase sólida com a

fracção de metal livre e inorgânico na presença de ligandos húmicos ........................... 238 III.6.5.1. Determinação da concentração de cobre livre e inorgânico........................... 238 III.6.5.2. Fracção lábil de cobre determinada por extracção em fase sólida................. 240

III.6.6. Conclusão................................................................................................................................ 241

III.7. Referências...........................................................................................................242

IV. Conclusão Geral ......................................................................................................253

V. ANEXOS...................................................................................................................257

V.1. Anexo I - Problemas de interferências e contaminações nos métodos voltamétricos... 258 V.2. Anexo II – Constantes de estabilidade dos complexos formados com a oxina (Martell

e Smith, 1979)............................................................................................................................ 260 V.3. Anexo III – Constantes de estabilidade dos complexos formados com o EDTA, o

NTA e o ácido cítrico (Martell e Smith, 1979) ..................................................................... 261 V.4. Anexo IV – Optimização do processo de destruição da matéria orgânica nas águas

por acidificação e irradiação por ultra-violeta....................................................................... 263

V.5. Anexo V - Localização da zona de amostragem dos sedimentos estudados....................265

Índice de Tabelas

xxx

Índice de Tabelas

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Índice de Tabelas

Tabela I.1: Concentração de Cd, Cu e Pb em vários compartimentos ambientais (Ademe, 1995; Stumm e Morgan, 1995) - M. S.: Material Seco. .............................................................................3

Tabela II.1.1: Principais sítios e tipos de ligação dos metais vestigiais nos sedimentos (Bordas, 1998) ... 15

Tabela II.1.2: Agentes de extracção e fracção de metal associada usados na maioria dos protocolos de extracções sequenciais. ........................................................................................................... 20

Tabela II.1.3: Protocolo de extracções sequenciais de Tessier et al. (1979).................................................... 21

Tabela II.1.4: Protocolo de extracções sequenciais do BCR (Ure, 1993)...................................................... 22

Tabela II.1.5: Modelo da difusão - Valores da contribuição de ( ) a

t-Dn n 2

22

2 exp1 π para o

valor total de MLt/ML∞ determinados para vários valores de n e de t, com D/a2 = 9×10-4 h-1........................................................................................................................................ 32

Tabela II.1.6: Logaritmo das constantes de complexação do EDTA (Y4-) com os catiões metálicos (Mn+) mais comuns. KMY corresponde a constante da reacção M + Y ↔ MY, KMHY corresponde a constante da reacção MY +H ↔ MHY e KMOHY corresponde a constante da reacção MY + OH ↔ MOHY (Ringbom,1987). ................................................ 39

Tabela II.2.1: Características químicas dos sedimentos estudados. ............................................................... 43

Tabela II.3.1: Variação da concentração de Cu, Cd, Pb e Fe extraído pelo EDTA com o tempo de

extracção ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛Δ

Δt

Cext (μg.g-1.h-1) em 3 intervalos de tempo - Sedimento 4B com

EDTA (0,05 M) a pH = 6,0 e m/V= 0,15 kg.L-1 . .................................................................. 49

Tabela II.3.2: Variação máxima da concentração de Cu, Pb e Cd extraída pelo EDTA com várias razões m/V.................................................................................................................................... 52

Tabela.II.3.3: Constantes de formação dos hidróxidos M(OH)(n-1)+ (log K); I = 0,1 M (Martell e Smith, 1973-1989) .......................................................................................................................... 62

Tabela II.3.4: Variações máximas das quantidades de Cu, Cd e Pb extraídas pelo EDTA com vários pH nos sedimentos 1B, 2B e4B. ................................................................................................ 67

Tabela II.3.5: Variação de pH durante a extracção de metais pelo EDTA (0,05 M) com diferentes valores de pHinicial , no caso dos sedimentos 1B, 2B, 3B e 4B.............................................. 68

Índice de Tabelas

xxxii

Tabela II.3.6: Capacidade de extracção do EDTA: comparação da concentração total de metal e da concentração de metal extraído pelo EDTA (0,05M); pH = 4,5 e m/V = 0,15 kg.L-1. Cext : Concentração de metal extraído pelo EDTA (μg/g), Ctot : Concentração total de metal (μg/g) e %ext : percentagem de metal extraído. ....................................................... 70

Tabela II.3.7: Comparação dos protocolos de extracção - valor de r calculado para cada protocolo. .... 76

Tabela II.3.8: Valores do desvio padrão comum Sc obtidos no caso da extracção pelo EDTA de Cu, Cd e Pb e Fe do sedimento 4B com os dois protocolos de extracção. ....................... 77

Tabela II.3.9: Valores calculados e tabelados de F no caso do Cu, do Pb, do Cd e do Pb(teste de Fischer –Snedecor) ...................................................................................................................... 78

Tabela II.3.10: Parâmetros da recta de correlação entre as quantidades de Cu, Cd, Pb e Fe extraídas com os protocolos I e II; sedimento 4B................................................................................. 81

Tabela II.4.1: Desvio padrão relativo (%) associado às curvas de extracção pelo EDTA do Pb, Cd e Cu nos sedimentos 1C, 4B e 4C (4 réplicas). Os valores apresentados são o valor médio e, entre parênteses, o valor mínimo e o valor máximo............................................... 87

Tabela II.4.2: Percentagem de metal extraído pelo EDTA após uma hora de extracção.......................... 89

Tabela II.4.3: Parâmetros obtidos no ajuste das curvas de extracção com a equação de duas constantes: valores das constantes A e B (4 réplicas) e do coeficiente de correlação r. O valor de P é sempre inferior a 10-4. Está também apresentado o valor da concentração de metal extraído ao fim de uma hora............................................................ 92

Tabela II.4.4: Parâmetros obtidos no ajuste das curvas de extracção com o modelo de Elovich: valores das constantes a e b (4 réplicas) e do coeficientes de correlação r. O valor de P é sempre inferior a 10-4. .......................................................................................................... 94

Tabela II.4.5: Valores do erro padrão SE (μg.g-1) determinado no caso da equação de duas constantes e da equação de Elovich. ....................................................................................... 95

Tabela II.4.6: Valores da constante k = Dπ2/a2 (h-1), do coeficiente de correlação r e do erro padrão SE (μg.g-1) determinados no caso do modelo da difusão. O valor de P é sempre inferior a 10-4. ................................................................................................................. 98

Tabela II.4.7: Erro do modelo da difusão associado ao valor de MLt/ML∞ determinado para vários valores de t com n=8 e os valores máximos e mínimos de D/a2 aqui determinados........ 98

Tabela II.4.8: Valores do coeficiente de correlação r, do erro padrão SE (μg.g-1) e de P determinados no caso do modelo da difusão para tempos de extracção curtos (t < 1 hora)............................................................................................................................. 101

Índice de Tabelas

xxxiii

Tabela II.4.9: Valores de Qº1, Qº2 , do coeficiente de correlação r e do erro padrão SE obtidos com o modelo de duas reacções de primeira ordem para Cu, Cd e Pb nos sedimentos 1C, 4C e 4B. O valor de P é sempre inferior a 10-4. ..................................................................... 103

Tabela III.3.1: Efeito do potencial de acumulação e do potencial inicial de varrimento sobre a intensidade dos picos de cobre, cádmio e chumbo obtidos por AdCSV (DP) numa solução 1,00×10-5 M em oxina, 1,00×10-4 M em HEPES e 16,7×10-9 M em Cu2+, Cd2+ e Pb2+. Os valores apresentados são a média de três réplicas e o desvio padrão respectivo................................................................................................................................... 169

Tabela III.3.2: Condições experimentais usadas no estudo de comparação entre a AdCSV(DP) e a AdCSV (SW). ............................................................................................................................ 172

Tabela III.3.3: Variação da intensidade dos picos de chumbo e cádmio obtidos por AdCSV com a velocidade de varrimento. Os valores apresentados são a média de três réplicas e o desvio padrão respectivo. ........................................................................................................ 175

Tabela III.3.4: Resultados da calibração relativos a determinação de Cu(II), Cd(II) e Pb(II) em água ultrapura por AdCSV (DP). Condições experimentais: Eac = -1,1 V; tac = 120 s; Ei = -0,15 V; Ef = -0,850 V; teq = 20 s; velocidade de varrimento = 0,02 V/s; (l.d.d: limite de detecção)......................................................................................................... 177

Tabela III.3.5: Resultados da calibração relativos a determinação por AdCSV (DP) de Cu(II), Cd(II) e Pb(II) numa solução sintética de água salgada. Eac = -1,1 V; tac = 120 s; Ei = -0,15 V ou -0,4 V; Ef = -0,85 V; teq = 20 s; velocidade de varrimento = 0,02 V/s; (l.d.d:limite de detecção). .............................................................................................. 179

Tabela III.3.6: Resultados da calibração relativos a determinação de cobre, chumbo e cádmio em água salgada por ASV com detecção por onda quadrada; níveis de concentração na ordem 1×10-9 M; tac = 120 s. (l.d.d: limite de detecção)...................................................... 186

Tabela III.3.7: Resultados da calibração relativos a determinação de cobre (concentrações da ordem dos micromolar) em água salgada por ASV com detecção por onda quadrada; tempo de acumulação = 60 segundos. (l.d.d: limite de detecção) .................................................. 186

Tabela III.3.8: Resultados da calibração relativos a determinação de cobre, chumbo e cádmio em água salgada por ASV com detecção por onda quadrada e por AdCSV com detecção por diferencial por impulsos; níveis de concentração na ordem 1×10-9 M; tac = 120 s.(l.d.d: limite de detecção)...................................................................................... 188

Tabela III.4.1: Condições óptimas para preconcentração de metais com a resina Chelex 100 em amostras de água salgada (Cheng et al., 1987) ........................................................................ 193

Tabela III.4.2: Valores do branco de extracção do cobre, cádmio e chumbo obtidos em experiências diferentes com a Amberlite CG-50 e a Chelex 100 (50-100 mesh). Factor de preconcentração de 25. (*: inferior ao limite de detecção) ............................ 196

Índice de Tabelas

xxxiv

Tabela III.4.3: Percentagens de recuperação de cobre, de cádmio e de chumbo em água ultrapura obtidas com a Amberlite CG-50 e a Chelex 100 – valor médio e desvio padrão de N réplicas........................................................................................................................................ 198

Tabela III.4.4: Concentração total e concentração da fracção lábil (média e desvio padrão de três réplicas) de cobre, cádmio e chumbo determinada com as resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50. Factor de pré-concentração = 25. Entre parênteses está indicado o valor do desvio padrão relativo da concentração da fracção lábil................................. 201

Tabela III.4.5: Concentrações totais e percentagens da fracção lábil de cobre, chumbo e cádmio determinadas com os vários métodos de fraccionamento. Os valores apresentados são a média de três réplicas e o desvio padrão respectivo. ................................................ 203

Tabela III.5.1: Composição das soluções Ae B e condições experimentais utilizadas. ............................ 210

Tabela III.5.2: Composição da solução e condições experimentais utilizadas. ......................................... 210

Tabela III.5.3: Variação do pH durante a extracção com as resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50 na forma Na+ e H+................................................................................................................... 211

Tabela III.5.4: Concentração total de metais em solução e condições experimentais utilizadas. ........... 212

Tabela III.5.5: Percentagens (%) de remoção, pelas resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50, de cobre, cádmio e chumbo numa solução preparada em água ultrapura ou água salgada ; mr/Vs = 1g.L-1; 1 hora de extracção. Média de pelo menos três réplicas e desvio padrão respectivo........................................................................................................ 213

Tabela III.5.6: Percentagens (%) de remoção de cobre, cádmio e chumbo em água salgada obtidas com as resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50 com vários tempos de extracção e mr/Vs = 10 g.L-1. Média de três réplicas e desvio padrão respectivo. ............................. 214

Tabela III.5.7: Composição das soluções utilizadas no presente estudo.................................................... 218

Tabela III.5.8: Fracção de metal livre e fracção lábil de metal determinada em cada solução com a Chelex 100 e a Amberlite CG-50 no caso do cobre, do cádmio e do chumbo. Média de três réplicas........................................................................................................................... 220

Tabela III.5.9: Percentagem (%) de dissociação dos complexos de cobre, cádmio e chumbo com os três ligandos orgânicos estudados durante a extracção (Média de três replicas). .......... 222

Tabela III.5.10: Composição das soluções utilizadas no estudo da competição e interferências de outros metais sobre a labilidade dos complexos metálicos; o valor da fracção de catião metálico livre esta apresentado entre parênteses. .................................................. 224

Tabela III.5.11: Razão (fracção de metal livre (%) /fracção lábil de metal (%)) determinada em cada solução com a Chelex 100 e a Amberlite CG-50. .............................................................. 225

Índice de Tabelas

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Tabela III.6.1: Valor experimental do coeficiente de distribuição KD’ (Cu2+) da resina Dowex 50W-X8 na forma Na+/Mg2+ a pH 7,0 e outros parâmetros da recta [Mr]=f([M]livre+ inorgânico ). .......................................................................................................... 234

Tabela III.6.2: Valores experimentais e calculados da concentração de cobre (livre + inorgânico) nas soluções A e B em equilíbrio com a resina.................................................................... 236

Tabela III.6.3 : Composição das soluções de cobre e ácidos húmicos em água salgada e NaNO3. ...... 237

Tabela III.6.4: Concentração de cobre total e de cobre livre e inorgânico na solução em equilíbrio com a resina Dowex 50W-X8 na forma Na+/Mg. ............................................................. 238

Tabela III.6.5: Resultados da determinação da concentração de metal livre por equilibração com a Dowex 50W-X8 na solução estudada (média e desvio padrão de três réplicas). ........... 239

Tabela III.6.6 : Fracção lábil de metal (concentração e percentagem em relação a concentração total de metal) determinada por extracção em fase sólida com as resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50...................................................................................................................... 240

Índice de Figuras

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Índice de Figuras

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Índice de Figuras

Figura II.1.1: Composição dos sedimentos (Martin et al.,1987, segundo Jenne, 1968). ............................ 14

Figura II.1.2: Regulação dos metais em solução e passagem para os sedimentos (Bordas, 1998). .......... 16

Figura II.1.3: Etapas de adsorção/desorção dos iões metálicos no sedimento (van Leeuwen, 1992). ............................................................................................................................................. 25

Figura II.1.4: Ilustração das fracções de metal obtidas com o modelo de duas reacções de primeira ordem.............................................................................................................................. 36

Figura II.3.1: Influência do tempo de extracção sobre a concentração por grama de sedimento de Cd, Cu, Pb e Fe extraído pelo EDTA. Média e desvio padrão de duas réplicas. Sedimento 4B e EDTA (0,05 M) a pH = 6,0; m/V = 0,15 kg.L-1........................................ 50

Figura II.3.2: Influência da razão m/V sobre a quantidade de Cu, Cd e Pb extraída por grama de sedimento (sedimento 1B(×) e 2B(+)); EDTA (0,05M) a pH = 4,5; média de duas réplicas e desvio padrão. .............................................................................................................. 53

Figura II.3.3: Influência da razão m/V sobre a quantidade de Fe e Ca extraída por grama de sedimento (sedimento 1B (×)e 2B(+)); EDTA (0,05M) a pH = 4,5; média de duas réplicas e desvio padrão.............................................................................................................. 54

Figura II.3.4: Variação do pH da solução de extracção em função da razão m/V (sedimento 1B (×) e 2B(+)); EDTA (0,05M) a pH = 4,5. ................................................................................ 55

Figura II.3.5: Efeito da concentração de EDTA sobre a quantidade extraída de Cu, Cd e Pb no Sedimento 4B; pH=6,0; m/V=0,15 kg.L-1 (media de três replicas com desvio padrão)............................................................................................................................................ 58

Figura II.3.6: Representação da dissociação do EDTA em função do pH (Pribil, 1972).......................... 58

Figura II.3.7: Influência do pH inicial e da concentração de EDTA sobre a variação do pH da solução de EDTA durante a extracção de metais;. ∆: [EDTA] = 0,001M; □: [EDTA] = 0,01M; ○: [EDTA] = 0,05 M.................................................................................. 59

Figura II.3.8: Quantidade de Cu, Pb, Cd e Fe extraída por grama de sedimento na ausência de EDTA, em função do pH; Sedimento 2A (2 réplicas). .......................................................... 63

Figura II.3.9: Quantidade de Cu, Pb, Cd e Fe extraída por grama de sedimento na ausência de EDTA, em função do pH; Sedimento 3A (2 réplicas). ......................................................... 64

Índice de Figuras

xxxviii

Figura II.3.10: Extracção de Cu, Pb, Cd e Pb pelo EDTA (0,05 M) com vários valores de pH inicial; m/V = 0,15 kg.L-1; Sedimento 4B . ........................................................................... 66

Figura II.3.11: Variação do pH durante a extracção dos metais pelo EDTA.- ο: sedimento 1B; Δ: sedimento 2B; : sedimento 3B; ◊ : sedimento 4B......................................................... 68

Figura II.3.12: Curvas de extracção pelo EDTA do cobre e do chumbo do Sedimento 4B em função do tempo usando os protocolos I e II. [EDTA] = 0,05 M, pHinicial = 6,0 e m/V = 0,15 kg.L-1..................................................................................................................... 72

Figura II.3.13: Curvas de extracção pelo EDTA do cadmio e do ferro do Sedimento 4B em função do tempo usando os protocolos I e II. [EDTA] = 0,05 M, pHinicial = 6,0 e m/V = 0,15 kg.L-1. ..................................................................................................................... 73

Figura II.3.14: Variabilidade das quantidades de Cu, Cd, Pb e de Fe extraídas pelo EDTA com os protocolos I e II; média e desvio padrão de 4 réplicas realizadas com o sedimento 4B. [EDTA] = 0,05 M, pHinicial = 6,0, m/V = 0,15 kg.L-1. .............................. 75

Figura II.3.15: Correlação entre as concentrações de Cu, Cd, Pb e Fe extraído pelo EDTA com os protocolos I e II no sedimento 4B. A linha a tracejado representa a situação em que Cext (protocolo I) = Cext (protocolo II) ...................................................................... 80

Figura II.3.16: Variação do pH durante a extracção com o EDTA usando os protocolos I e II. Estão representadas a média de 4 réplicas e desvio padrão respectivo. +: protocolo I ; ×: protocolo II ............................................................................................... 82

Figura II.4.1: Curvas de extracção pelo EDTA ( 0,05 M; pH= 6,0) do Cu, Cd e Pb nos sedimentos 1C e 4C; valores médios de 4 réplicas e desvios padrão respectivos. ............ 88

Figura II.4.2: Curvas experimentais de extracção cinética pelo EDTA (0,05 M; pH=6,0) do Cu, Cd e Pb no sedimento 1C e ajuste pelo equação à duas constantes (_____) e pela equação de Elovich (-----)............................................................................................................ 96

Figura II.4.3: Curvas experimentais de extracção cinética pelo EDTA (0,05 M; pH=6,0) do Cu, Cd e Pb no sedimento 4C e ajuste pelo modelo da difusão. ............................................... 100

Figura II.4.4: Curvas experimentais de extracção cinética pelo EDTA (0,05 M; pH=6,0) do Cu, Cd no sedimento 4C e ajuste pelo modelo da difusão; tempos de extracção inferiores a uma hora (Nota: não se representou aqui o caso do chumbo devido à grande variabilidade dos resultados.). ...................................................................................... 101

Figura II.4.5: Curvas experimentais de extracção cinética pelo EDTA (0,05 M; pH=6,0) do Cu, Cd e Pb no sedimento 1C e ajuste pelo modelo de duas reacções de primeira ordem............................................................................................................................................ 104

Índice de Figuras

xxxix

Figura II.4.6: Distribuição do cobre, cádmio e chumbo entre as fracções F1, F2 e F3 nos sedimentos 1C, 4C e 4B. .......................................................................................................... 107

Figura II.4.7: Influência da matéria orgânica (MO), carbonato (CO3) e ferro (Fe) sobre a extracção do cobre e do chumbo pelo EDTA. As fracções Fn são exprimidas em % da quantidade total de metal. A percentagem de matéria orgânica, carbonato e ferro é expressa em relação a maior quantidade................................................................... 110

Figura III.1.1: Representação esquemática da realização experimental da voltametria de redissolução com varrimento linear do potencial; Caso do ASV (adaptado de Bard e Faulkner, 1980) tac, teq, tred representa o tempo de acumulação, de equilibrio e de redissolução, respectivamente. Icat, , Ian , Ip representa a intensidade da corrente catódica, da corrente anódica e do pico, respectivmente. Eac e Ep representa o potencial de acumulação e o potencial do pico, respectivamente ...................................................................................................................... 127

Figura III.1.2: Efeito do potencial de acumulação (Wang, 1985) ................................................................ 129

Figura III.1.3: Parâmetros usados na caracterização de um pico obtido por voltametria de redissolução. ............................................................................................................................. 133

Figura III.1.4: Representação do sinal aplicado em voltametria de impulsos diferenciais....................... 134

Figura III.1.5: Representação do sinal aplicado em voltametria de onda quadrada. ΔESW: amplitude da onda quadrada; τ: período da onda quadrada; aS: amplitude do degrau; Id e Iinv: pontos de amostragem da corrente directa e inversa, respectivamente. ...................................................................................................................... 135

Figura III.1.6: Voltamograma de onda quadrada típico onde se mostra a corrente directa Id, inversa Iinv e a corrente total, ΔI = Id - Iinv. .......................................................................... 136

Figura III.2.1: Determinação da intensidade dos picos nos voltamogramas obtidos por AdCSV e ASV.............................................................................................................................................. 159

Figura III.3.1: Efeito da concentração de oxina sobre a intensidade dos picos de cobre, cádmio e chumbo duma solução 1,00×10-4 M em HEPES e 1,00×10-9 M em Cu2+, Cd2+, Pb2+. Os valores apresentados são a média de três réplicas e o desvio padrão respectivo. ................................................................................................................................... 167

Figura III.3.2: Voltamogramas obtidos por AdCSV (DP) para uma solução 1,00×10-5 M em oxina, 1,00×10-4 M em HEPES e 16,7×10-9 M em Cu2+, Cd2+, Pb2+ com Eac= -0,15 V ( ) ou -1,1 V (_____); tac = 60 s; Ei = -0,15 V. ................................ 170

Figura III.3.3: Efeito do tempo de acumulação sobre a intensidade dos picos de cobre, cádmio e chumbo obtidos por AdCSV (DP) numa solução de água ultrapura com oxina (1,00×10-5 M), HEPES (1,00×10-4 M) e [Cu2+] = [Cd2+] = [Pb2+] = 5,58×10-9 M.......... 171

Índice de Figuras

xl

Figura III.3.4: Comparação da intensidade dos picos obtidos por AdCSV com DP ou SW no caso do cobre, cádmio e chumbo em água ultrapura (média de três réplicas e o desvio padrão respectivo)........................................................................................................ 173

Figura III.3.5: Voltamogramas obtidos por AdCSV usando a técnica de redissolução de onda quadrada ou diferencial por impulsos para uma solução 19,5×10-9 M de Cobre e 13,0×10-9 M de cádmio e chumbo. ........................................................................................ 174

Figura III.3.6: Comparação da intensidade dos picos obtidos por AdCSV com DP ou SW no caso do cobre, cádmio e chumbo em água salgada. Os valores apresentados são a média de três réplicas e o desvio padrão respectivo. .......................................................... 174

Figura III.3.7: Voltamogramas de uma solução 9,88×10-9 M em cádmio e chumbo obtidos por AdCSV (DP) com duas velocidades de varrimento: 20 mV/s (*--*--*) e 10 mV/s (____).............................................................................................................................................. 176

Figura III.3.8: Voltamogramas DP na análise por AdCSV de soluções de Cu(II), Cd(II) e Pb(II) em água ultrapura. Representaram-se alguns voltamogramas usados na construção duma curva de calibração. Condições experimentais: Eac = -1,1 V; tac = 120 s; Ei = -0,15 V; Ef = -0,85 V; teq = 20 s; velocidade de varrimento = 0,02 V/s................. 178

Figura III.3.9: Voltamogramas de uma solução sintética de água salgada com 0,991×10-6 M em Cu2+, 0,996×10-6 M em Cd2+ e 1,00×10-6 μM em Pb2+, obtidos por DPASV e por SWASV . ..................................................................................................................................... 182

Figura III.3.10: Efeito do tempo de acumulação sobre a intensidade dos picos de cobre, cádmio e chumbo obtidos por SWASV numa solução sintética de água salgada com [Cu2+] = 0,991×10-6 M , [Cd2+] = 0,996×10-6 M e [Pb2+] = 1,00×10-6 M; Eac = Ei = -0,9 V, f = 8 Hz, as = 0,025 V, ΔESW = 0,005 V. ............................................ 183

Figura III.3.11: Efeito do tempo de acumulação sobre a intensidade dos picos de cobre, cádmio e chumbo obtidos por SWASV numa solução de água salgada com [Cu2+] = 5,00×10-9 M , [Cd2+] = 2,00×10-9 M e [Pb2+] = 2,00×10-9 M; Eac = Ei = -0,9 V, f = 8 Hz, aS = 0,025 V, ΔESW = 0,005 V. .............................................................. 184

Figura III.3.12: Voltamograma de uma solução sintética de água salgada à 5,00 ×10-9 M Cu2+ e 2,00×10-9 M Cd2+ e Pb2+ obtido por SWASV com um tempo de acumulação de 2 minutos. Eac = Ei = -0,9 V, f = 8 Hz, aS = 0,025 V, ΔESW = 0,005 V........................ 185

Figura III.3.13: Voltamogramas de uma solução a 3,00×10-9 M em Cu2+, Cd2+ e em Pb2+

obtidos por SWASV e por AdCSV (DP). Tempo de accumulação de 120 segundos (outras condições experimentais cf. secção III.3.3.4). .................................... 189

Figura III.4.1: Variação do pH de uma mistura resina/amostra; A: pHinicial = 7,4 ; B: pHinicial = 6,8 ( 3 réplicas). Tempo de contacto de 24 horas. .......................................................... 199

Índice de Figuras

xli

Figura III.6.1: Isotérmica de adsorção do cobre pela resina Dowex 50W-X8 na forma Na+/Mg2+

numa solução sintética de água salgada a pH 7,0. ................................................................ 235

Figura V.1.1: Voltamogramas de uma solução de água ultrapura e de uma solução de água desionisada na presença e na ausência de matéria orgânica obtidas por DPASV com as seguintes condições experimentais: Eac = Ei = -1 V; tac = 600 s; Ef = 0,1 V; teq = 20 s; velocidade de varrimento: 0,01V/s ................................................................ 259

Figura V.4.1: Variação da intensidade do pico do cobre com o tempo de irradiação (Média de três replicas e desvio padrão respectivo................................................................................ 263

Figura V.5.1: Mapa de localização da zona de amostragem dos sedimentos estudados........................265

Glossário de abreviaturas e símbolos

xlii

Glossário de abreviaturas e símbolos

xliii

Glossário de abreviaturas e símbolos

Relativamente às abreviaturas e com o intuito de simplificar a leitura deste texto, mantiveram-

se as notações em língua inglesa.

Na selecção dos símbolos tentou-se, de um modo geral, seguir as recomendações da IUPAC

(International Union for Pure and Applied Chemistry). Em algumas aplicações utilizam-se

sub-múltiplos das unidades recomendadas: por exemplo, nA em vez de A ou mL em vez de L

Abreviaturas

AdCSV Voltametria de Redissolução Catódica com Acumulação Adsortiva (Adsorptive Cathodic Stripping Voltammetry)

AdSV Voltametria de Redissolução com Acumulação Adsortiva (Adsorptive Stripping Voltammetry)

ATMP Ácido aminotrimetileno fosfónico (Amino-Trimethylene Phosphonic Acid)

ASV Voltametria de Redissolução Anódica (Anodic Stripping Voltammetry)

CLEM Método de Troca de Ligando Competitivo (Competitive Ligand Exchange Method)

DMG Dimetiloglioxina

DP Diferencial por Impulsos (Differencial Pulse)

DPASV Voltametria de Redissolução Anódica Diferencial por impulso (Differential Pulse ASV)

DOC: Carbono Orgânico Dissolvido (Dissolved Organic Carbon)

DTPA Ácido dietilenotriaminopentacético (Diethylene Triamine Pentaacetic Acid)

EDTA: Ácido etilenodiaminatetracético (Ehtylene Diamine Tetraacetic Acid)

F-AAS: Espectrofotometria de Absorção Atómica com Atomização por Chama (Flame-Atomic Absorption Spectrometry)

GF-AAS: Espectrofotometria de Absorção Atómica com Atomização por Câmara de Grafite (Graphite Furnace-Atomic Absorption Spectrometry)

HEPES Ácido-N-2-hidroxiétilpiperazina-N´-2-etanosulfónico

HMDE: Eléctrodo de Gota de Mercúrio Suspensa (Hanging Mercury Drop Electrode)

ICP-AES Espectrofotometria de Emissão Atómica de Plasma Induzido de Árgon (Inductively Coupled Plasma Atomic Emission Spectrometry)

ICP-MS: Espectrometria de Massa de Plasma Induzido de Árgon (Inductively Coupled Plasma Mass Spectrometry)

Glossário de abreviaturas e símbolos

xliv

l.d.d: limite de detecção

NTA: Ácido nitrilotriacético (Nitril Triacetic Acid)

SPE: Extracção em Fase Sólida (Solid Phase Extraction)

SCE: Eléctrodo de Calomelanos Saturado (Saturated Calomel Electrode)

SWASV: Voltametria de Redissolução Anódica de Onda Quadrada (Square Wave ASV)

SW: Onda Quadrada (Square Wave)

TMFE: Eléctrodo de filme fino de mercúrio (Thin Mercury Film Electrode)

Símbolos

aS…………….Amplitude do degrau em onda quadrada

Cp………….....Capacidade de troca da resina

f ……………...Frequência da onda quadrada

E ………….....Potencial, V

Eac:.....................Potencial de acumulação

Ei ......................Potencial inicial de varrimento

Ef .......................Potencial final de varrimento

EX …………...Potencial de redução ou de oxidação da espécie X

ΔESW ………Incremento de potencial do degrau na onda quadrada

ΔE …………..Intervalo de potencial I ……………..Intensidade de corrente eléctrica, A

Icap ……………Intensidade da corrente capacitiva

Ic ……………..Intensidade da corrente cinética

Id ……………..Intensidade da corrente de difusão

If ……………..Intensidade da corrente faradáica

Ip……………..Intensidade da corrente do pico

KC …………....Coeficiente de selectividade das resinas

KD …………...Coeficiente de distribuição de um metal entre a resina e a solução

KD’ …………..Coeficiente de distribuição condicional de um metal entre a resina e a solução

m/V ………....Razão massa de sedimento/volume de solução

mr/Vs …….....Razão massa de resina/volume de solução

N …………….Numero de dados de um conjunto

r ……………...Coeficiente de correlação ou o raio de uma partícula esférica

Glossário de abreviaturas e símbolos

xlv

R …………......Percentagem de recuparação

t………….........Tempo, s

tac …………...Tempo de acumulação

teq: …………..Tempo de equilibração

τ ………….......Período da onda quadrada

y ……………....Desvio padrão do valor y

Objectivos da tese

xlvi

Objectivos da tese

xlvii

Objectivos da tese

Os metais presentes em quantidades vestigiais no ambiente são, dos poluentes associados à

industrialização, uns dos mais preocupantes a nível ambiental. Efectivamente, os metais

vestigiais encontram-se em todos os compartimentos ambientais tais como o ar , as águas, os

sedimentos e os solos. O seu carácter tóxico torna-se insidioso pela sua acumulação nos

organismos e pela sua bioacumulação ao longo das cadeias alimentares. Por esta razão, a

presença de metais, mesmo em quantidades vestigiais, representa um risco não desprezável.

Por outro lado, certos metais, como o cobre ou o zinco, só se tornam tóxicos a partir de uma

certa concentração, enquanto que outros, como o cádmio ou o chumbo, são considerados

elementos tóxicos independentemente da sua concentração. Os metais vestigiais são, ainda,

poluentes persistentes que nunca são eliminados, mas apenas transferidos dum compartimento

ambiental para outro, sendo a água o seu principal vector de transporte nos ciclos bio-

geoquímicos.

A concentração dos metais vestigiais nas águas depende bastante do meio considerado

(oceanos, rios, lagos, estuários) e das suas propriedades físico-químicas. Actualmente, é

unanimemente reconhecido que os riscos ligados à presença de metais depende mais da sua

capacidade de migrar entre compartimentos ambientais do que da sua concentração total.

Consequentemente, tem sido dada uma grande importância à fracção de metal considerada

biodisponível, estimada através da fracção de metal lábil determinada pelos métodos de

análise. Contudo, a fracção de metal lábil depende da técnica analítica e das condições

experimentais utilizadas sendo portanto uma fracção operacionalmente definida.

Nos sistemas aquáticos naturais, a maior parte dos metais presentes em solução acabam por

ser transferidos para os sedimentos. Logo, os sedimentos podem ser considerados como uns

filtros naturais que regulam a presença de metais em solução. Muitas vezes considerados como

simples depósitos de poluentes, os sedimentos podem, contudo, tornar-se numa fonte de

poluição se as condições do meio forem alteradas. Efectivamente, os metais presentes nos

sedimentos poderão ser remobilizados e passar novamente para as águas. Com o objectivo de

estimar a remobilização de metais, vários métodos de fraccionamento de metais em

sedimentos foram, e continuam a ser, desenvolvidos.

Objectivos da tese

xlviii

O objectivo deste trabalho é desenvolver, optimizar e comparar métodos de fraccionamento

de metais vestigiais em águas e sedimentos estuarinos.

Este trabalho é composto por duas partes:

A primeira parte foi dedicada ao estudo do fraccionamento de metais em sedimentos. O

fraccionamento operacional é a via mais utilizada neste tipo de estudo, nomeadamente o

protocolo de extracções sequenciais de Tessier (1979). Contudo esta abordagem apresenta

certas limitações e, por essas razões, preferiu-se, neste trabalho, seguir uma abordagem

cinética da remobilização de metais no sedimento. Um primeiro objectivo consistiu em

optimizar as condições experimentais e comparar dois protocolos utilizados em estudos da

cinética de extracção de metais no sedimento. Propusemo-nos, depois, determinar qual o

modelo cinético que melhor descreve a extracção pelo EDTA de metais vestigiais nos

sedimentos estudados. O método de fraccionamento optimizado foi finalmente utilizado para

estudar a influência da composição do sedimento sobre o fraccionamento dos metais

estudados determinado com base na cinética de extracção pelo EDTA.

Na segunda parte deste trabalho foram optimizados e comparados métodos de

fraccionamento de metais em águas de forma a avaliar a fracção lábil de metal obtida com

cada método. Os métodos considerados foram a voltametria de redissolução catódica com

acumulação adsortiva, a voltametria de redissolução anódica e a extracção em fase sólida

(SPE) com duas resinas de troca catiónica. Por outro lado, no caso da SPE, um dos objectivos

foi realçar o carácter operacional da fracção lábil de metal determinada com este método.

Propôs-se, ainda, estudar com a SPE, a labilidade dos complexos metálicos com húmicos.

TESSIER A., CAMPBELL P.G.C., BISSON M.T., 1979, Sequential extraction procedure for the speciation

of particulate trace metals. Analytical Chemistry, 51, 844-851.

Introdução

1

I. Introdução

Introdução

2

I.1. Os metais vestigiais no meio aquático natural

Os metais presentes em concentrações vestigiais, designados neste trabalho por metais vestigiais,

são elementos fortemente dispersos na crosta terrestre. No entanto, as principais fontes

responsáveis pela presença destes elementos no ambiente são de origem antropogénica, como

por exemplo os efluentes derivados das actividades urbana, industrial e agrícola. Os metais

vestigiais são, dos poluentes associados à industrialização, uns dos mais preocupantes a nível

ambiental visto que não são biodegradáveis, são facilmente acumulados e são tóxicos mesmo

quando presentes em níveis de concentração baixos (Bordas, 1998).

Entre os vários metais vestigiais existentes, interessamo-nos por três dos metais mais

estudados - o cobre, o cádmio e o chumbo – por serem bastante utilizados tanto na indústria

como na agricultura e devido ao seu comportamento químico e potencialidades tóxicas.

• O cobre

Este elemento é pouco abundante na crosta terrestre (7×10-3 % da litosfera) onde existe sob a

forma de óxido Cu2O, carbonato Cu2CO3(OH)2, sulfureto Cu2S e, essencialmente, sob a forma

de CuFeS2 (Bordas, 1998). O cobre é muito usado tanto na indústria, devido às suas

propriedades de condutividade eléctrica e térmica, como na agricultura, pelas propriedades

insecticidas e anti-sépticas dos seus sais. Por outro lado, o cobre faz parte dos oligo-elementos

necessários ao bom funcionamento do metabolismo humano. Desta forma só pode ser

considerado tóxico quando a sua concentração ultrapassa o limite máximo de assimilação pelo

organismo (O’Neill, 1993). Assim a dose diária de cobre recomendada é de 2 mg no caso de

um adulto mas em quantidades superiores a 15 mg, o cobre torna-se tóxico para o homem

(Burch et al., 1975; World Health Organization, 1984).

• O chumbo

O chumbo representa 2×10-4 % da litosfera e encontra-se principalmente sob a forma de

sulfureto PbS e de carbonato PbCO3 (Bordas, 1998). O chumbo é muito usado na indústria

metalúrgica, mas a sua maior utilização é no processo de fabrico dos acumuladores e baterias.

Não sendo um elemento essencial à vida dos organismos, o chumbo apenas apresenta efeitos

Introdução

3

tóxicos; é, nomeadamente, responsável pelo saturnismo e pode provocar deficiências

intelectuais (O’Neill, 1993).

• O cádmio

O cádmio é um elemento muito disperso em toda a litosfera mas em quantidades muito baixas

(2×10-5 %); encontra-se principalmente associado a outros metais na forma de óxidos e de

sulfuretos (Bordas, 1998). As principais fontes de poluição pelo cádmio são: uma poluição

indirecta ligada às actividades mineiras e metalúrgicas, e uma poluição directa devida à

utilização do cádmio pelas suas propriedades físicas, químicas e electroquímicas, como por

exemplo em baterias. Como no caso do chumbo, o cádmio apresenta apenas efeitos tóxicos e

pode, em particular, ao acumular-se nos rins, provocar graves disfunções (O’Neill, 1993).

O fluxo natural e antropogénico de metais vestigiais termina, na maior parte dos casos, nos

efluentes líquidos, contaminando, de seguida, as águas superficiais e subterrâneas. Finalmente,

são transferidos para as fases sólidas, nomeadamente os sedimentos, nas quais se irão

acumular. Os metais vestigiais apresentam, portanto, concentrações nas águas naturais,

geralmente, inferiores as concentrações encontradas nos sedimentos (Stumm e Morgan, 1995). A

Tabela I.1 apresenta valores da concentração de cobre, cádmio e chumbo em vários locais.

Estes valores são muito variáveis mediante as condições hidrológicas e geográficas, o grau de

industrialização e de actividade agrícola.

Tabela I.1: Concentração de Cd, Cu e Pb em vários compartimentos ambientais (Ademe, 1995; Stumm e Morgan, 1995) - M. S.: Material Seco.

Cu Pb Cd

Ribeiras (μg.L-1) 0,5 – 50 0,5 – 4,1 0,1 – 10000

Lagos (μg.L-1) 5 – 20 0,05 – 1 0,04 – 0,1

Lençóis de água (μg.L-1) 20 – 100 12 – 200 3 – 20

Oceano Pacifico (μg.L-1) 0,5 – 5 0,005 – 0,08 0,01 – 1

Efluentes urbanos (μg.L-1) 0,1 – 36500 51 – 630 3 – 2140

Lamas (mg.kg-1 de M. S.) 180 – 8100 1 – 11600 5 – 70

Solos (mg.kg-1 de M. S.) 13 – 30 2 – 44 0,08 – 0,53

Sedimentos (mg.kg-1 de M. S.) 14 - 109 7 - 140 0,02 – 0,065

Introdução

4

I.2. Toxicidade e especiação dos metais vestigiais

A toxicidade pode ser definida como o conjunto complexo de respostas bioquímicas e

fisiológicas de um organismo vivo que ocorrem quando este é exposto a um efeito adverso do

meio no qual ele se encontra (Luoma, 1995). A toxicidade dos metais vestigiais tem sido muito

discutida ao longo dos últimos anos (Luoma, 1995). Por um lado, estudos bioquímicos

mostraram que certas espécies aquáticas possuem sistemas de detoxificação dos metais que as

tornam invulneráveis (Luoma; 1995; Bascom, 1982). No entanto, apesar de certas espécies

poderem tolerar concentrações muito elevadas de metais, a detoxificação torna-se, em muitos

casos, ineficaz perante os níveis de concentração muitas vezes encontrados no ambiente (Aoki

et al., 1989, Roesijadi e Klerks, 1989). Por outro lado, os danos causados a médio e longo prazo

pela contaminação com metais são hoje bem conhecidos e, em certos casos, bem visíveis,

levando à diminuição da fauna e da flora nas zonas mais contaminadas.

Os métodos usados para avaliar o impacto de tal contaminação envolvem testes biológicos ou

análises químicas. Os testes biológicos consistem em observar a reacção de um determinado

organismo (animal ou vegetal) quando este é posto em contacto com um elemento químico.

Estes testes podem ser utilizados com três objectivos diferentes (Luoma, 1995):

i) determinar a concentração a partir da qual um elemento químico é tóxico;

ii) determinar a toxicidade de uma água natural ou de um sedimento;

iii) compreender os processos que determinam a toxicidade.

Sunda (1990) demonstrou a utilidade e a eficiência dos métodos biológicos aliados a novas

técnicas geoquímicas de quantificação dos metais. No entanto, em muitos casos, os resultados

obtidos em testes biológicos não podem ser generalizados nem usados para estudos de

modelização. Por sua vez, as análises químicas permitem realizar uma avaliação quantitativa e

qualitativa da contaminação por metais das águas e sedimentos em vários ecossistemas sem,

no entanto, realçar os efeitos adversos dos metais sobre o ecossistema (Luoma, 1995).

Para poder ter qualquer efeito sobre o ecossistema, um metal vestigial deve estar numa forma

biologicamente disponível, entendida como o estado em que este elemento se deve encontrar para

poder ser adsorvido por organismos vivos (Luoma, 1995). Actualmente, é unanimemente

reconhecido que os efeitos dos metais vestigiais dependem não só da sua concentração total,

mas também da sua especiação (Luoma, 1995). O termo especiação foi definido por

Introdução

5

Florence (1982) como a determinação das várias formas físico-químicas individuais de um

elemento. Segundo Florence (1982), os estudos de especiação são necessários para a

determinação da toxicidade de um metal, a qual depende, em grande parte, da espécie físico-

química sob a qual o metal se apresenta. Vários estudos mostraram a grande influência da

especiação dos metais vestigiais na sua fixação pelos microrganismos (disponibilidade

biológica) e na sua toxicidade (Campbell e Stokes, 1985; Cross e Sunda, 1985; Huntsman e Sunda,

1980; Morel e Hudson, 1985; Sunda, 1990).

Os estudos de especiação de metais vestigiais têm como principais objectivos a determinação e

compreensão dos seus ciclos biológico e geoquímico. O ciclo biológico refere-se à interacção

directa com os organismos, nomeadamente a bioacumulação, bioconcentração,

biodisponibilidade e toxicidade. Por outro lado, o ciclo geoquímico refere-se à mobilidade dos

metais vestigiais nos vários compartimentos ambientais.

O estudo da especiação de um metal é um processo muito mais complexo do que a mera

determinação das concentrações totais dos vários metais de uma amostra. Esta complexidade

deve-se a vários factores:

i) a dificuldade em isolar os compostos de interesse em matrizes complexas;

ii) a maior parte das técnicas de especiação conhecidas perturbam o equilíbrio existente

entre as várias espécies químicas presentes na amostra;

iii) no caso de espécies presentes em níveis muito baixos, poucas técnicas analíticas tem

o grau de sensibilidade necessário;

iv) a falta de materiais de referência apropriados para os vários casos em estudo.

As dificuldades encontradas nos estudos de especiação variam também com o tipo de matriz

analisada. A abordagem não será a mesma no caso de uma matriz sólida (sedimento ou solo)

ou no caso de uma matriz líquida (água). Entre as várias técnicas de especiação de metais

vestigiais existentes, destacam-se, no caso de uma matriz líquida, os métodos electroquímicos

e espectroscópicos assim como os métodos separativos que incluem a cromatografia e a

extracção em fase sólida. No caso de matrizes sólidas, os métodos mais usados são os

métodos de remobilização de metais, nomeadamente, as extracções sequenciais em que os

metais são extraídos dos sedimentos ou dos solos usando um ou vários agentes de extracção

(Tack e Verloo, 1995).

Introdução

6

I.3. Especiação química ou fraccionamento?

Ao longo dos últimos anos, o termo especiação tem sido usado com vários significados e, em

certos casos, de forma desapropriada (Bernhard et al., 1986). A especiação química, no caso dos

sedimentos e dos solos, foi definida como (Ure, 1993):

i) o processo de identificação e quantificação das várias espécies, formas ou fases

presentes numa amostra;

ii) ou a descrição qualitativa e quantitativa das espécies, formas ou fases presentes numa

amostra.

Contudo, têm sido usadas outras definições (Quevauviller, 1998 e 1998a). Assim, de modo a

facilitar a divulgação e compreensão dos trabalhos, existe a necessidade de utilizar termos bem

definidos e uniformizados. Com base nas várias definições utilizadas ao longo dos últimos

anos, foram propostas pela IUPAC (International Union for Pure and Applied Chemistry) as

definições que se seguem (Templeton et al., 2000).

i) Espécies químicas de um elemento: forma específica de um elemento definida pela sua

composição isotópica, pelo seu estado electrónico, pelo seu estado de oxidação

e/ou pela estrutura molecular ou estrutura do complexo formado.

ii) Análise de especiação: actividade analítica de identificação ou/e quantificação de uma

ou mais espécies químicas de um mesmo elemento presente numa amostra.

iii) Especiação: distribuição de um elemento entre várias espécies químicas num

sistema.

Como já foi referido anteriormente, o impacto de um elemento sobre o ambiente não pode

ser estimado tendo em conta apenas a sua concentração total. No entanto, muitas vezes é

impossível determinar a concentração individual das várias espécies químicas de um mesmo

elemento presente numa amostra, devido ao facto destas não serem suficientemente estáveis

para permitir a sua quantificação instrumental. Assim, os estudos de especiação são bastante

Introdução

7

complexos. Turner (1995) chegou a considerar a especiação química como o maior pesadelo

dos químicos e outros investigadores envolvidos nesta área.

Apesar de, em muitos casos, não ser possível determinar directamente a especiação de um

elemento, os métodos de análise existentes permitem realizar estudos de fraccionamento (Templeton

et al., 2000). Templeton et al. (2000) introduziram e definiram o termo fraccionamento como sendo

o processo de classificação de um analito, ou grupo de analitos, numa amostra com base nas

suas propriedades físicas (e.g., tamanho, solubilidade) ou químicas (e.g., complexação,

reactividade). Este método alternativo consiste em identificar várias fracções de espécies de um

elemento e determinar a sua concentração em cada fracção (Buffle et al., 1997).

O termo fraccionamento foi, portanto, utilizado em todo o presente trabalho por ser o termo

mais adequado aos estudos realizados.

Introdução

8

I.4. Referências

ADEME (Agence de l'Environnement et de la Maîtrise de l'Energie), 1995, Rapport d'étude, France, 210p.

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Introdução

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Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

10

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

11

II. Fraccionamento de Metais Vestigiais

em Sedimentos Estuarinos

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

12

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

13

II.1. Introdução

II.1.1. Composição do sedimento

Num sistema aquático, os sedimentos representam a fase sólida que pode estar em suspensão

ou depositada no fundo do sistema. Os sedimentos são geralmente descritos como um

conjunto heterogéneo complexo composto por várias partículas que incluem (Martin et al.,

1987; Tessier, 1992):

i) resíduos da erosão tais como argilas e outros alumino-silicatos, oxohidróxidos de

ferro e alumínio;

ii) produtos da actividade biológica: substâncias orgânicas (organismos vivos, detritos

biológicos e substâncias húmicas) ou substâncias inorgânicas (carbonatos, fosfatos

e sílicatos);

iii) produtos diagénicos incluindo oxohidróxidos de ferro e manganês nas camadas

superficiais de sedimento (óxica) e sulfuretos nas camadas mais profundas

(anóxicas).

Como se pode observar na Figura II.1.1, todos estes compostos estão associados entre si para

formar uma matriz complexa. Por outro lado, importa referir que as partículas de sedimento

não são compactas mas formadas por várias cavidades. Logo, será necessário ter em

consideração a mobilidade (fluxo) inter- e intra- particula dos metais vestigiais no seio do

sedimento.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

14

Figura II.1.1: Composição dos sedimentos (Martin et al.,1987, segundo Jenne, 1968).

Matriz de base

FexOy Partículas de Mn

Organismos sem actividade biológica Alumino-Silicatos Amorfos

CaCO3, CaS,

(F, Cl, OH) – (PO4)3 Pirite, FeS2

Organismos vivos,

fauna, flora

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

15

II.1.2. Fixação dos metais vestigiais nos sedimentos

A fixação dos metais vestigiais no sedimento faz-se segundo vários processos físicos e

químicos, tais como a adsorção, a precipitação ou coprecipitação, a complexação de superfície

ou, ainda, a incorporação nos minerais cristalizados.

O tipo de ligação que se estabelece depende do sítio de ligação ao sedimento. Na Tabela II.1.1

estão resumidos os vários sítios de ligação existentes no sedimento e o tipo de ligação

correspondente. Os sedimentos podem, assim, ser considerados como poli-ligandos nas

reacções que ocorrem na interface água/sedimento (Leckie, 1988).

Os dois tipos de ligação mais relevantes são a adsorção e a precipitação. No caso dos metais

vestigiais, as ligações ao sedimento são quase sempre controladas por reacções de adsorção.

(Fuller e Davis, 1987; Mouvet e Bourg, 1983).

Tabela II.1.1: Principais sítios e tipos de ligação dos metais vestigiais nos sedimentos (Bordas, 1998)

Sítio de ligação ao sedimento Tipo de ligação

Silicatos Complexação

Carbonatos Sulfuretos Hidróxidos

Precipitação acima do produto de solubilidade

Minerais argilosos Substâncias húmicas Residos orgânicos

Adsorção física Adsorção física e química

Complexação

Hidróxidos de Fe e Mn Adsorção física e química

Coprecipitação

Carbonatos de cálcio Adsorção física e química

Coprecipitação

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

16

II.1.3. Importância dos sedimentos na regulação da concentração dos metais vestigiais em solução

Nos sistemas aquáticos naturais, os sedimentos têm um papel muito importante no controlo

dos metais em solução (ver Figura II.1.2). Como referido anteriormente, os sedimentos

podem actuar como reservatórios retendo os metais vestigiais de maneira mais ou menos

definitiva, mas, também, como fonte quando as condições hidro-geoquímicas do meio

ambiente favorecem a passagem dos metais para fase aquosa. Assim, o sedimento e o próprio

ambiente que o rodeia influenciam a mobilidade dos metais vestigiais.

Figura II.1.2: Regulação dos metais em solução e passagem para os sedimentos (Bordas, 1998).

A mobilidade dos metais vestigiais depende de vários fenómenos como a

sedimentação/ressuspensão, a sorção/desorção ou ainda a complexação/dissolução. Assim, as

alterações das propriedades físico-químicas do meio poderão ter influência sobre a

remobilização, entendida como a passagem dos metais do sedimento para a coluna de água

Óxidos de Fe e Mn Matéria Orgânica

Carbonatos ArgilasSedimento

Carbonatos

óxidos de Fe e Mn

Precipitação

Metais ligados a partículas Inorgânico Orgânico

Sedimentação

Metais dissolvidos

Maq ML

Adsorção

Adsorção

coprecipitação Interface

Água

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

17

(Leleyter e Probst, 1999; Savvides et al.,1995). Logo, os parâmetros que mais influenciam a

remobilização dos metais são a salinidade, o pH, as condições de oxidação/redução e, ainda, a

presença de agentes complexantes.

i) Efeito do aumento da salinidade

A competição entre metais maioritários como o Na, o Mg ou o Ca e os metais vestigiais para a

adsorção nas partículas sólidas do sedimento aumenta com a salinidade (Leleyter e Probst, 1999).

Quanto maior a salinidade do meio, menor será a fixação dos metais vestigiais no sedimento.

Um aumento da salinidade tem, portanto, como consequência um aumento da remobilização

dos metais vestigiais. É por esta razão que em certos estuários, onde existem grandes variações

de salinidade, os sedimentos podem actuar como fontes de metais vestigiais.

ii) Efeito da diminuição do pH

A acidificação do sistema aquático resultante das "chuvas ácidas" e da utilização a longo prazo

da biomassa pelo homem, induz competições para os sítios de adsorção e complexação do

sedimento entre o protão H+ e outros catiões adsorvidos. Uma diminuição do pH pode, ainda,

provocar a dissolução dos óxidos e carbonatos e, consequentemente, dos metais vestigiais. A

acidificação do sistema provoca, portanto, um aumento da remobilização dos metais vestigiais

(Leleyter e Probst, 1999).

iii) Efeito da variação das condições de oxidação-redução

Em condições oxidantes é favorecida a dissolução da matéria orgânica, enquanto que em

condições redutoras é favorecida a dissolução dos óxidos (Leleyter e Probst, 1999). Logo, todas

as variações do potencial redox, devido à exposição dos sedimentos ao ar ou ao consumo de

oxigénio por parte de organismos vivos, podem provocar a remobilização de metais vestigiais

associados aos óxidos ou à matéria orgânica.

iv) Efeito da presença de agentes complexantes

Os ligandos naturais ou de origem antropogénica podem ter efeitos significativos sobre os

elementos adsorvidos no sedimento. Efectivamente, os ligandos Laq vão formar complexos

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

18

com os catiões metálicos aquosos, +naqM , diminuindo, assim, a actividade destes catiões na fase

líquida (equação II.1.1). Os metais adsorvidos no sedimento, MSed, vão então ser removidos

(equação II.1.2) para restabelecer o equilíbrio químico entre os catiões e os complexos na fase

líquida (equação II.1.1):

aqnaq LM ++

aqML (II.1.1)

MSed SedM naq ++ (II.1.2)

Quanto maior for a concentração destes ligandos e/ou maior a constante de estabilidade do

complexo formado, maior será a remobilização dos metais vestigiais do sedimento para a fase

líquida.

II.1.4. Caracterização dos metais vestigiais no sedimento

Os métodos de extracção são geralmente utilizados para estudar a remobilização e o fluxo dos

metais vestigiais, ou ainda para determinar a sua distribuição no conjunto heterogéneo e

complexo de partículas que constituem o sedimento. O processo de remobilização dos metais

vestigiais inclui equilíbrios de adsorção, absorção e precipitação superficial, chamada em,

certos casos, sorção. Os estudos de fraccionamento dos metais vestigiais utilizam geralmente

os métodos de extracção que permitem distinguir as várias fracções de espécies de um metal.

Distinguem-se dois tipos de fraccionamento: o fraccionamento operacional e o

fraccionamento cinético. Ambos serão discutidos nas próximas secções.

II.1.4.1. Os fraccionamentos operacionais

Os fraccionamentos operacionais são um procedimento em que o sedimento é transferido

para um meio artificial bem definido, no qual são, depois, registadas as alterações ocorridas,

por exemplo a deslocação de certos equilíbrios das reacções do meio. Assim, é possível

estudar a evolução do equilíbrio entre o sedimento e o meio artificial, determinando, em

particular, a passagem de metais do sedimento para a fase aquosa. O meio artificial é

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

19

geralmente uma solução aquosa de pH e força iónica conhecidos e na qual está presente um

agente de extracção de concentração conhecida. Segundo as características da solução

escolhida, observam-se vários fenómenos de troca entre o sedimento e a fase líquida. Os

resultados obtidos com este procedimento são operacionalmente definidos. Efectivamente, os

resultados obtidos dependem significativamente dos protocolos e dos reagentes utilizados

(Quevauviller, 1998).

No conjunto dos fraccionamentos operacionais podem distinguir-se dois tipos de abordagem:

• os fraccionamentos funcionais onde é usado apenas um agente de extracção;

• os protocolos de extracções sequenciais com vários agentes de extracção.

II.1.4.1.1. Os fraccionamentos funcionais

Esta abordagem consiste em caracterizar os metais vestigiais relativamente às suas funções ou

à sua mobilidade no sedimento. Este fraccionamento é realizado com um único reagente que

pretende simular as condições físico-químicas da coluna de água. São geralmente usados três

tipos de compostos:

• ácidos diluídos;

• ligandos orgânicos;

• soluções salinas.

O BCR (Community Bureau of Reference) propôs dois protocolos de extracção com o EDTA

(ácido etilenodiaminotetraacético) e o DTPA (ácido dietilenotriaminopentacético) para

quantificar a fracção de metal lentamente remobilizável (Quevauviller, 1998). É de salientar que

o fraccionamento funcional tem sido mais utilizado no caso de estudos de fraccionamento de

metais vestigiais em solos (Barona e Romero, 1997; Gray et al., 1999; Krihsnamurti e Naidu, 2000).

De modo a separar mais eficazmente a fase remobilizável (metal extraído pelo agente de

extracção) da fase residual (metal não extraído), e tentar dar mais significado ao

fraccionamento dos metais vestigiais, foram desenvolvidos protocolos de extracções

sequenciais (Martin et al., 1987).

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

20

II.1.4.1.2. Protocolos de extracções sequênciais

Os protocolos de extracções sequenciais baseiam-se na ideia que os metais presentes no

sedimento podem ser divididos em fracções específicas e que os metais de cada fracção

podem ser extraídos selectivamente por agentes de extracção apropriados (Tessier et al.,1979).

O procedimento geral usado nos protocolos de extracções sequenciais consiste em manter a

amostra de sedimento estudado em contacto, sucessivamente, com vários agentes de extracção

durante um tempo determinado. Na Tabela II.1.2, são apresentados os agentes de extracção

geralmente usados, assim como a fracção de metal associada (Martin et al.,1987; Rauret, 1998).

Tabela II.1.2: Agentes de extracção e fracção de metal associada usados na maioria dos protocolos de extracções sequenciais.

Agentes de extracção Fracção extraída

sais não tamponizados metais trocáveis

ácidos fracos metais associados aos carbonatos ou à fracções facilmente redutíveis

agentes redutores metais associados aos óxidos de Fe ou Mn

agentes oxidantes metais associados à matéria orgânica e à sulfuretos

ácidos fortes metais associados à fracção residual

II.1.4.1.2.1. Protocolo de Tessier et al. (1979)

O primeiro protocolo de extracções sequenciais elaborado foi o protocolo de Tessier et al.

(1979). O principal critério usado para a escolha dos agentes de extracção utilizados para cada

extracção foi a sua selectividade. Foi assim definido um protocolo em 5 etapas que conduzem

a 5 fracções distintas. Os agentes de extracção e as fracções obtidas estão descritos na Tabela

II.1.3. O protocolo de Tessier et al. (1979) continua a ser um dos protocolos mais utilizados

para análises de metais em solos e sedimentos (Jones e Turki, 1997; Lam e Tjia, 1997; Mc Grath,

1996).

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

21

Tabela II.1.3: Protocolo de extracções sequenciais de Tessier et al. (1979).

Etapa Agente de extracção Fracção extraída

1 MgCl2 (1M), pH = 7,0; 20ºC. Metais trocáveis

2 NaOAc (1M) + HOAc (1M), pH = 5,0; 20ºC.

Metais solúveis em ácido (associados aos carbonatos)

3 NH2OH.HCl (0,04 M) + HOAc (25%), 95ºC.

Metais redutíveis (associados aos óxidos de Fe e Mn)

4 H2O2 (30%) + HNO3(0,02 M), pH = 2,0; 85ºC NH4OAc + HNO3 (20%)

Metais oxidáveis (associados à matéria orgânica)

5 HF / HClO4 Metais associados à fracção residual

II.1.4.1.2.2. Outros protocolos de extracções sequenciais

Com base no protocolo de Tessier et al. (1979), foram desenvolvidos vários outros protocolos

nos quais se modificou a sequência de extracção ou os reagentes utilizados para tentar isolar

especificamente uma fracção. Förstner (1985) e Meguellati et al. (1983) propuseram dois

protocolos baseados no protocolo de Tessier et al. (1979). O principal objectivo era isolar

especificamente a fase correspondente aos óxidos de ferro e de manganês e a fase

correspondente aos hidróxidos. Campanella et al. (1995) propuseram ainda um novo protocolo

que permite distinguir a fracção de metal associada à matéria orgânica, da fracção associada ao

sulfureto.

Outra preocupação dos autores tem sido tentar adaptar o protocolo usado às características do

sedimento e aos metais vestigiais estudados. Existe, assim, um número elevado de protocolos

de extracções sequenciais diferentes, apesar de terem todos uma estrutura mais ou menos

idêntica (Ariza et al., 2000; Calace et al., 1987; Leleyter e Probst, 1999; Morillo et al., 2002; Nair et

al., 1991; Polyák e Hlavay, 1999; Savvides et al., 1995).

Com o objectivo de uniformizar a metodologia de extracção sequencial (variedade e sequência

dos agentes de extracção, tempo de extracção, razão massa de sedimento/volume de solução

de extracção), o BCR (Community Bureau of Reference) instituiu um protocolo simples,

estruturado em três etapas, proposto por Ure (1993) (Tabela II.1.4). Este protocolo foi

recomendado para estudos inter-laboratoriais de fraccionamento de metais vestigiais em

sedimentos de modo a que seja possível chegar a conclusões mais uniformes.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

22

Tabela II.1.4: Protocolo de extracções sequenciais do BCR (Ure, 1993).

Etapa Agente de extracção Fracção extraída

1 ácido acético (0,1M). metais trocáveis, solúveis em água e ácido

2 cloreto de hidroxilamónio (0,1M) a pH=2,0.

metais associados aos óxidos de Fe e Mn

3 peróxido de hidrogénio (8,8 M) + acetato de amónio (1,0 M) à pH=2,0

metais associados à matéria orgânica e aos sulfuretos

II.1.4.1.3. Problemas e artefactos dos protocolos de extracções sequenciais

Os protocolos de extracções sequenciais continuam a ser um método muito utilizado na

análise dos metais vestigiais em sedimentos e solos. No entanto, existem ainda várias dúvidas e

incertezas associadas a estes protocolos.

II.1.4.1.3.1. Readsorção dos metais extraídos

Um dos principais problemas dos protocolos de extracções sequenciais é a possível readsorção

dos metais vestigiais extraídos (Guy et al., 1978; Kheboian e Bauer, 1987; Nirel e Morel, 1990). Os

fenómenos de readsorção dependem em grande parte do pH e da quantidade de locais de

complexação do sedimento (Rendell e Batley, 1980). Assim, é necessário considerar tanto a

variação do pH como a proporção de sedimento estudado. Por outro lado, os fenómenos de

readsorção tornam-se mais importantes com tempos de extracção maiores. Efectivamente, ao

longo do tempo, os ligandos orgânicos do sedimento podem também passar para a solução de

extracção (dissolução dos locais de adsorção) (Rendell e Batley, 1980).

II.1.4.1.3.2. Falta de selectividade dos agentes de extracção

Uma das principais condições dos protocolos de extracções sequenciais é que os agentes de

extracção usados devem extrair selectivamente uma fase sem solubilizar as outras. No entanto,

segundo vários autores (Coetzee et al.,1995; Martin et al., 1987; Rauret, 1998; Slavek et al.,1982), a

maioria dos reagentes usados nesses protocolos não é suficientemente selectiva para extrair

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

23

apenas uma fracção bem definida. De uma forma geral, é difícil associar um reagente a uma

fase físico-química específica (Martin et al., 1987).

Por outro lado, quando se aplica um protocolo de extracções sequenciais a um sedimento, é

suposto que várias fases geoquímicas estejam presentes. Assim, no protocolo de Tessier et al.

(1979), é suposto estarem presentes 5 fracções de metais. Contudo, nem todos os sedimentos

têm fases física e quimicamente distintas (Coetzee et al., 1995).

II.1.4.1.3.3. Falta de independência dos resultados perante o protocolo usado

Apesar dos resultados serem necessariamente dependentes e limitados pelo método analítico

usado, é o seu grau de independência perante o método usado que lhes dá sentido e utilidade

(Nirel e Morel, 1990). No entanto, vários parâmetros experimentais (pH, tempo de extracção,

razão m/V (massa de sedimento/volume de solução de extracção)) influenciam os resultados

obtidos com os protocolos de extracções sequenciais (Kersten e Förstner, 1986; Rapin et al., 1986;

Rauret et al.,1989; Rauret ,1998). Assim, um estudo comparativo entre, um protocolo

modificado de Tessier et al. (1979) e o protocolo do BCR, mostrou que a distribuição dos

metais nas diferentes fracções depende, em grande parte, do protocolo utilizado (López-Sánchez

et al., 1993).

A sequência e o número das reacções existentes em cada protocolo é também posto em causa.

Em certos protocolos (Badri e Aston, 1981; Meguellati et al., 1983), o processo de oxidação é

realizado antes do da redução o que, segundo Martin et al. (1987), pode ser problemático

quando é usado o péroxido de hidrogénio que provoca a dissolução dos óxidos de magnésio e

limita a degradação da matéria orgânica. Por outro lado, de modo a reduzir o tempo

necessário para realizar todo o protocolo, opta-se, muitas vezes, por reduzir o número de

etapas. Contudo, a especificidade de cada fracção determinada com os protocolos mais curtos

poderá, assim, ser posta em causa (Martin et al., 1987).

São também apontados problemas mais gerais relacionados com as condições experimentais

escolhidas, nomeadamente o tempo de extracção, a temperatura ou a razão massa de

sedimento/volume de solução (m/V) (Coetzee et al., 1995; Pfeiffer et al., 1982; Rauret et al.,1989),

ou mesmo as características químicas de certos agentes de extracção (Rendell e Batley, 1980).

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

24

II.1.4.2. O fraccionamento cinético

Os fraccionamentos operacionais e funcionais permitem avaliar a quantidade de metal extraído

por um reagente específico sem, no entanto, ter em consideração o aspecto cinético da

extracção. Numa abordagem cinética do fraccionamento, o objectivo reside em avaliar os

fluxos de metais extraídos por um só reagente. Para esse efeito, segue-se, ao longo do tempo, a

extracção dos metais por um agente de extracção, sendo todo este processo normalmente

realizado sob agitação controlada. Obtêm-se, desta forma, curvas de extracção que

representam a quantidade de metal extraído em função de tempo de extracção.

Esta abordagem permite avaliar a labilidade relativa dos complexos formados entre os metais e

os ligandos presentes no sedimento e pôr em evidência diferenças de labilidade entre

complexos de estabilidade termodinâmica muito próxima. Do ponto de vista físico-químico,

considera-se que os processos de adsorção/desorção dos iões metálicos são constituídos por

várias etapas básicas (van Leeuwen, 1992):

i) transporte de ou para a interface;

ii) reacções de desidratação/hidratação parcial;

iii) reacções de associação/dissociação na superfície do sedimento.

A Figura II.1.3 reúne estas etapas principais num esquema onde, para simplificar, o ião

metálico é representado por M e onde foram omitidas as cargas. Apesar de não se

representarem nessa Figura, podem ocorrer outras etapas em certos processos de

adsorção/desorção (reacções intermediárias) como, também, poderá acontecer que nem todas

as etapas do esquema aqui representado tenham lugar nos sedimentos estudados.

A velocidade global dos processos de adsorção/desorção dos metais no sedimento depende

de todas as etapas intermediárias que ligam o estado inicial do metal no sedimento ao seu

estado final na solução e vice versa. Assim, no caso descrito na Figura II.1.3, a velocidade

global do processo de desorção depende da cinética das reacções de dissociação e hidratação,

assim como da velocidade de transferência de massa (difusão e convecção) do ião metálico

hidratado da interface para a solução.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

25

M(H2O)p – Solução (ião metálico hidratado em solução)

Transferência de massa

M(H2O)p (ião metálico hidratado na interface)

(des)Hidratação

M(H2O)p-q (ião metálico parcialmente desidratado na interface)

Associação/dissociação na superfície do sedimento

M(H2O)p-q – Sedimento

Figura II.1.3: Etapas de adsorção/desorção dos iões metálicos no sedimento (van Leeuwen, 1992).

Os aspectos teóricos dos processos de sorção assim como todas as noções matemáticas

ligadas à transferência de massa e à cinética de sorção, foram revistos por Weber et al. (1991).

Estes autores apresentaram os vários modelos encontrados na bibliografia para descrever e

analisar os processos de sorção. Primeiro, trataram separadamente o caso em que o processo

de sorção é controlado pela cinética das reacções e o caso em que a transferência de massa

controla o processo. Contudo, estes dois casos ideais em que todo o processo é controlado

apenas por um fenómeno nem sempre correspondem à realidade. Por essa razão, Weber et al.

(1991) apresentaram também vários exemplos de modelos que permitem considerar

simultaneamente estes dois factores mas cuja utilização é bastante complicada..

Como é aconselhado por Weber et al. (1991), a forma mais simples de tratar dados

experimentais relativos a desorção de metais no sedimento consiste em considerar apenas um

factor limitante do processo (cinética de reacção ou transferência de massa) e utilizar o modelo

adequado ao caso estudado. Foram propostos vários modelos por diversos autores

(Weber et al., 1991). No entanto, trabalhar com sistemas complexos obriga a lidar com

equações matemáticas muito complexas. Por essas razões, os modelos e as equações cinéticas

mais utilizadas para ajustar as curvas de extracção e analisar os dados experimentais são a

“equação de Elovich” (Chien e Clayton, 1980; Dang et al., 1994; Sharpley, 1983; Wang et al.; 2001),

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

26

a “equação de duas constantes” (Dang et al., 1994; Jopony e Young, 1987; Kuo e Mikkelsen, 1980;

Lin e Chen, 1998; Yu e Klarup, 1994), o “modelo da difusão” (Chen et al.,1998; Jardine e Sparks,

1984; Lin e Chen, 1998; Rao et al., 1980; Sivasubramaniam e Talibudeen, 1972; Yu e klarup, 1994) e o

“modelo de duas reacções de primeira ordem” (Chen et al., 1998; Jopony e Young, 1987; Lin e

chen, 1998; Yu e Klarup, 1994).

Estas duas equações e estes dois modelos serão apresentados nas próximas secções.

II.1.4.2.1. Modelo da difusão

O modelo da difusão assume que as reacções de complexação entre os catiões metálicos M e

um agente de extracção (ligando) L são rápidas e que os factores limitantes do processo de

extracção dos metais são a difusão inter e intra partículas do complexo ML formado (Crank,

1976). Este modelo baseia-se na segunda lei de Fick, cuja equação em coordenadas esféricas é:

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

∂∂

+∂

∂=

∂∂

rC

r

rC D

tC 2

2

2 (II.1.3)

em que C é a concentração da substância que difunde, D o seu coeficiente de difusão, r o raio

da partícula e t o tempo.

No caso em que metais são extraídos do sedimento por um ligando, o complexo formado

difunde do interior da partícula de sedimento para a solução que a rodeia na qual

posteriormente ocorrem fenómenos de convecção forçada devido à agitação da mistura

sedimento/solução. Uma vez que a velocidade de convecção é muito superior à velocidade de

difusão, estes fenómenos de convecção nunca serão factores limitantes da cinética de

extracção dos metais.

Um dos factores importantes a considerar na utilização deste modelo é a forma das partículas

de sedimento. Efectivamente, as soluções da equação que decorre da segunda lei de Fick,

dependem da forma de partícula considerada. Logo, as equações utilizadas para descrever os

fenómenos de difusão são equações complexas que dependem do modelo escolhido para as

partículas. A maioria das equações encontradas na bibliografia descrevem a difusão a partir de

uma esfera ou de um cilindro. No entanto, é possível encontrar várias outras equações

utilizadas para descrever fenómenos de difusão.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

27

II.1.4.2.1.1. Difusão a partir de um cilindro

A equação (II.1.4) foi proposta por Crank (1976) e constitui uma solução da equação que

decorre da segunda lei de Fick para descrever a difusão de uma substância do interior para o

exterior de um cilindro, para tempos curtos:

2

21

2214

aDt

aDt

MLMLt −⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

∞ π (II.1.4)

onde D é o coeficiente de difusão, a o raio do cilindro, t o tempo, MLt a quantidade de

complexo metal/ligando (ML) que difunde do interior para o exterior do cilindro, ao tempo t

e ML∞ a quantidade de complexo ML que difunde do interior para o exterior do cilindro no

equilíbrio.

As condições fronteira impostas são:

C = C0 r = a t ≥ 0 (i)

C = C1 0 < r < a t = 0 (ii)

A condição (i) impõe que a concentração de complexo ML seja constante e igual a C0 , a

concentração à superfície das partículas de sedimento. No entanto, relembrando que, neste

caso, as partículas são consideradas cilíndricas, nada é referido por Crank (1976) quanto a

concentração do complexo na base do cilindro.

A equação (II.1.5) foi também proposta por Crank (1976) para o caso de curvas de sorção-

desorção:

t k MLMLt ×=

∞ (II.1.5)

onde k é uma constante, t o tempo, MLt a quantidade de complexo metal/ligando (ML) que

difunde do interior para o exterior do cilindro, ao tempo t e ML∞ a quantidade de complexo

(ML) que difunde do interior para o exterior do cilindro ao tempo infinito.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

28

Contudo, esta equação só é válida nas seguintes condições (Crank, 1976):

• no sistema considerado, o coeficiente de difusão D aumenta quando a

concentração C da substância que difunde aumenta, mas D não depende de

outras variáveis;

• nas primeiras fases da difusão, quando se considera um meio semi-infinito

(como por exemplo um cilindro fechado apenas numa das extremidades), a

quantidade adsorvida ou desorvida é directamente proporcional a t .

Em trabalhos posteriores, Chen et al. (1998) e Lin e Chen (1998) utilizaram o modelo da difusão

para descrever a remobilização de metais presentes em sedimentos de rios na presença de

ácido nitrilotriacético. Usaram, para esse efeito, as equações (II.1.4) e (II.1.5) sendo, nesses

trabalhos, a equação (II.1.5) apresentada como uma aproximação da equação (II.1.4) válida

para tempos de extracção curtos. Podem ser apontadas várias críticas à utilização destas

equações por estes autores. Primeiro, as equações (II.1.4) e (II.1.5) foram usadas sem qualquer

descrição do modelo subjacente e, nomeadamente, sem referir o facto de se considerar as

partículas de sedimento com forma cilíndrica. Por outro lado, a equação (II.1.5) foi

apresentada, por estes autores, como uma aproximação da equação (II.1.4), na qual se

considera que D é constante. Contudo, uma das condições impostas pela equação (II.1.5) é

que o coeficiente de difusão D aumente quando a concentração C da substância que difunde

aumenta, logo, neste caso, D não é considerado constante. Assim, existe uma

incompatibilidade entre as equações (II.1.4) e (II.1.5) que devem ser usadas em casos

diferentes não sendo, assim possível considerar a equação (II.1.5) como uma aproximação da

equação (II.1.4).

Outro problema relacionado com a utilização das equações (II.1.4) e (II.1.5) é o intervalo de

tempo considerado. Segundo Crank (1976), estas duas equações são válidas apenas para as

primeiras etapas da difusão que correspondem a tempos de extracção curtos. Contudo, Chen et

al. (1998) e Lin e Chen (1998) não testaram a validade destas equações nos intervalos de tempo

que usaram.

Nesta secção considerou-se o caso em que foi assumido que as partículas de sedimento têm

uma geometria cilíndrica. No entanto, Rao et al. (1982) mostraram que agregados não esféricos

(cúbicos, cilíndricos) podem ser representados como equivalentes a agregados esféricos.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

29

Quando necessário, o raio equivalente à esfera pode ser calculado de modo a que o volume

total seja mantido constante. Certos autores preferem, assim, descrever a difusão do complexo

ML usando o modelo onde se considera a difusão do interior para o exterior de uma esfera.

II.1.4.2.1.2. Difusão a partir de uma esfera

Rao et al.(1980) num estudo sobre a difusão de solutos adsorvidos em agregados esféricos

propuseram um modelo baseado na segunda lei de Fick (ver equação II1.3) cujas condições

fronteira são:

( ) ( )

( )

( ) i)(ii a

(ii) a

(i) a

t r C tC

t r C r, t C

t r tC r,tC

MM

AA

MA

00

00

0

0

0

=≥==

=≤≤=

≥==

A equação resultante é:

( ) ( ) ( )⎟⎟⎟

⎠

⎞

⎜⎜⎜

⎝

⎛

⎥⎥

⎦

⎤

⎢⎢

⎣

⎡⋅∑

∞

= ++

++= ∞∞

2

2

220

1 99

16

a

tD q-

n β qβ

β β - CC C t C n

nAA exp (II.1.6)

onde os valores de qn são as soluções de:

⎟⎟⎟

⎠

⎞

⎜⎜⎜

⎝

⎛

+= 23

3

n

nn q

q q

βtan (II.1.7)

sendo ( ) t CA

a concentração de soluto dentro da esfera, ( )tCM a concentração de soluto

fora da esfera, C∞ a concentração de soluto quando foi atingido o equilíbrio (neste caso a

concentração no interior e no exterior da esfera são idênticas), a o raio da esfera, D o

coeficiente de difusão e (β = θM / θA) onde θA é o volume de soluto dentro da esfera e θM o

volume de soluto fora da esfera.

Um dos principais problemas deste modelo é de não fornecer uma solução finita de MLt . De

facto, a expressão de ( ) t C A contem uma série infinita, pelo que só será possível determinar

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

30

soluções considerando várias aproximações. Por outro lado, a expressão de ( ) t C A aqui

apresentada é muito complexa e difícil de manusear.

Yu e Klarup (1994) utilizaram também o modelo da difusão, mas usaram a seguinte equação:

⎟⎠⎞⎜

⎝⎛= ∑

∞

=∞

at-Dn

n -

MLML

n

t2

22

22 exp1611

ππ

(II.1.8)

onde D é o coeficiente de difusão, a o raio da esfera, t o tempo, k uma constante, MLt a

quantidade de complexo ML que difunde do interior para o exterior da esfera ao tempo t e

ML∞ a quantidade de complexo ML que difundiu no equilíbrio.

Contudo, a equação (II.1.8) foi utilizada por Yu e Klarup (1994) sem que estes tenham

apresentado o modelo subjacente, nomeadamente no que diz respeito as condições fronteira e

as aproximações utilizadas, nem tenham exposto a forma como conseguiram determinar os

vários parâmetros tendo em conta que a equação (II.1.8) corresponde a uma série infinita.

No entanto, a equação (II.1.8) tinha já sido proposta por Crank (1976) para descrever a

difusão de ou para uma esfera. As condições fronteira impostas são:

C = 0 r = 0 t > 0 (i)

C = C0 r = a t > 0 (ii)

C = C1 0 < r < a t = 0 (iii)

onde C0 é a concentração constante à superfície da esfera e C1 é a concentração inicial dentro

da esfera (assume-se uma concentração uniforme).

Como já se salientou, os valores de MLt obtidos através da equação (II.1.8) não são valores

finitos visto esta equação conter uma série infinita. Uma forma possível de resolver esta

equação passará pelo desenvolvimento da série até um valor de n tal que a contribuição do

termo ⎟⎠⎞⎜

⎝⎛

at-Dn

n 222

2 exp1 π para o valor total de MLt /ML∞ se torne desprezável.

Efectivamente, o aumento do número de termos na expressão tem apenas como efeito um

aumento na precisão do resultado.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

31

Assim sendo, no presente trabalho, desenvolveu-se a equação (II.1.8) até n = 10 tomando o

valor de (D/a2) como 9×10-4 h-1. Este valor de (D/a2) foi determinado por Yu e Klarup (1994)

num estudo da extracção pelo EDTA do cobre em sedimentos#.

A Tabela II.1.5 mostra os resultados obtidos para a contribuição do termo

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

at-Dn

n2

22

21 πexp para o valor total de MLt/ML. É possível constatar que para

tempos superiores a 15 horas, a partir de n = 5, a contribuição do termo

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

at-Dn

n2

22

21 πexp é já inferior a 1 %. No entanto, para tempos mais curtos, é

necessário ir até n = 8 para se ter a mesma precisão.

Rescrevendo a equação (II.1.8) usando a aproximação acima descrita, i.e., o desenvolvimento

até n = 8, obtêm-se uma solução finita dada por:

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛∑

==

∞

a

t-Dn n n

- ML

MLt2

22

22

8

1

161 π

πexp (II.1.9)

sendo a expressão desenvolvida dada por:

( ) ( ) ( ) ( ) kt - .................. kt - kt - - kt - ML

MLt ⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ ×++×+×+=

∞

64641

991

4416

1 2 expexpexpexpπ

(II.1.10)

onde k= Dπ2 / a2

A equação (II.1.10) permite determinar o valor de k por regressão não linear. Nos casos onde

se pretende determinar o coeficiente de difusão da espécie, será necessário determinar ou

conhecer o valor de a.

# Nota: Se se considerar um valor de a igual a 200 μm (os sedimentos são geralmente passados por um peneiro

com tamanho de pores de 200 μm), o valor de D aqui considerado é igual a 2,5×10-15 m2.s-1. Como os valores de

D encontrados na bibliografia , no caso do cobre, variam entre 2,2×10-16 m2.s-1 e 1,0×10-14 m2.s-1 (Chen e Wang,

2004; Chen e Wu, 2004), é possível considerar que o valor utilizado como exemplo no presente trabalho é

representativo dos valores determinados por outros autores com várias condições experimentais.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

32

Tabela II.1.5: Modelo da difusão - Valores da contribuição de ( ) a

t-Dn n 2

22

2 exp1 π para o valor

total de MLt/ML∞ determinados para vários valores de n e de t, com D/a2 = 9×10-4 h-1.

Contribuição de ⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

at-Dn

n2

22

21 πexp para valor total de MLt/ML∞

t (h)

n = 5 n = 6 ... n = 8

0 ± 2,73 % ± 1,87 % ... ± 1,02 %

0,2 ± 2,70 % ± 1,83 % ... ± 0,99 %

1 ± 2,57 % ± 1,70 % ... ± 0,86 %

5 ± 1,99 % ± 1,17 % ... ± 0,44 %

10 ± 1,44 % ± 0,73 % ... ± 0,18 %

15 ± 1,04 % ± 0,45 % ... ± 0,08 %

20 ± 0,75 % ± 0,28 % ... ± 0,03 %

24 ± 0,57 % ± 0,19 % ... ± 0,02 %

II.1.4.2.1.3. Conclusão

O modelo da difusão, devido à sua complexidade quando aplicado a um sistema natural, pode

ser descrito através de várias equações. É de salientar que muitos autores limitam-se a utilizar

as equações resultantes como simples ferramentas para ajustar os dados experimentais e

raramente apresentam com rigor o modelo utilizado, nomeadamente no que diz respeito as

condições fronteira e as aproximações utilizadas, ou ainda ao intervalo de aplicabilidade das

equações usadas.

A equação do modelo da difusão proposta por Crank (1976) (equação II.1.8) aparece como a

mais fácil de utilizar e a mais adequada ao nosso estudo. Será, portanto, a equação utilizada

neste trabalho, desenvolvida de acordo com o exposto na secção anterior, ou seja, expressa

pela equação finita (equação II.1.10).

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

33

II.1.4.2.2. Modelo de duas reacções de primeira ordem (Modelo de compartimentos múltiplos)

O modelo de compartimentos múltiplos permite determinar as velocidades de dissociação de

complexos [metal-ligando] ou [metal-local de fixação do sedimento], mesmo no caso em que o

número e a origem dos ligandos são desconhecidos. Neste caso, assume-se que a difusão inter-

e intra-partículas decorre com uma velocidade muito superior à cinética das reacções de

complexação entre os catiões metálicos e o agente de extracção. Numa primeira secção será

descrito o modelo geral de compartimentos múltiplos e, em segundo lugar, será apresentado o

modelo de duas reacções de primeira ordem.

II.1.4.2.2.1. Modelo de compartimentos múltiplos

Este modelo é um dos mais utilizados em estudos sobre desorção de metais em sedimentos e

em solos ( Chen et al., 1998; Jopony e Young, 1987; Yu e Klarup, 1994).

A desorção de um metal M ligado a um sistema de ligandos heterogéneos devido à acção de

um agente de extracção L é representada pelas seguintes reacções:

M + L → ML (k0) (II.1.11)

S1M + L → S1 + ML (k1) (II.1.12)

S2M + L → S2 + ML (k2) (II.1.13)

•

•

• SnM + L → Sn + ML (kn) (II.1.14)

onde Si representa os diferentes sítios de fixação do metal no sedimento cada um com uma

constante de dissociação especifica e ki a constante de velocidade de cada reacção.

O cálculo tanto das constantes de velocidade como da quantidade de metal atribuída a cada

sítio exige que sejam feitas duas aproximações:

i) as constantes cinéticas devem ser independentes;

ii) o agente de extracção deve ser usado em grande excesso de forma a que a cinética destas reacções possa ser considerada de pseudo-primeira ordem.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

34

A concentração de metal extraída em função do tempo é obtida pela resolução das seguintes

equações:

( )0000

0 - CC k dt

dC= (II.1.15)

( )1011

1 - CC k dt

dC= (II.1.16)

( )2022

2 - CC k dt

dC= (II.1.17)

●

●

●

( )nnnn - CC k

dtdC 0= (II.1.18)

onde Ci representa a concentração em solução de metal extraída do sítio de fixação i ao tempo

t e Cºi , a concentração em solução de metal extraído do sítio de fixação i quando foi atingido o

equilíbrio.

Por integração das equações (II.1.15) a (II.1.18) e usando como condição inicial,

Ci (t = 0) = 0, obtém-se:

( )∑=

−−=n

i

t)ik(i CC(t)

1

0 exp1 (II.1.19)

Os valores de ki e Cºi podem ser determinados por vários métodos de ajustamento do modelo

aos valores experimentais, através da utilização de programas informáticos.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

35

II.1.4.2.2.2. Modelo de duas reacções de primeira ordem

O modelo de duas reacções de primeira ordem é um caso particular do modelo de

compartimentos múltiplos. Neste caso, considera-se apenas duas reacções concorrentes,

referentes a dois sítios de fixação dos metais no sedimento. Tem-se então as seguintes

equações:

( )1011

1 - QQ k dt

dQ= reacção rápida (II.1.20)

( )2022

2 - QQ k dt

dQ= reacção lenta (II.1.21)

expressas em termos da quantidade de metal extraído, Q (em micrograma de metal por grama

de sedimento seco). Qº representa as quantidades extraídas no equilíbrio. A unidade de tempo

considerada é a hora.

Usando as condições iniciais Q1 (t=0) = 0 e Q2 (t=0) = 0 e integrando as duas equações anteriores

considerando que Q = Q01 + Q0

2, chega-se à seguinte equação:

( )( ) ( )( )t-k - Q t-k - QQ 2021

01 11 expexp += (II.1.22)

Note-se que segundo esta abordagem definiu-se três fracções de metal extraído:

i) 01Q , a fracção rapidamente extraída, à qual corresponde a constante de velocidade k1 ;

ii) 02Q , a fracção lentamente extraída, à qual corresponde a constante de velocidade k2 ;

iii) 03Q , a fracção de metal não extraído. O valor de 0

3Q é obtido por diferença entre a

concentração total de metal no sedimento e a concentração de metais extraída

quando o estado de equilíbrio foi atingido:

02

01

03 - Q - Q Q Q tot= (II.1.23)

As várias fracções obtidas, através da aplicação do modelo de duas reacções de primeira

ordem às curvas de extracção dos metais, estão representadas de uma forma ilustrativa na

Figura II.1.4.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

36

Figura II.1.4: Ilustração das fracções de metal obtidas com o modelo de duas reacções de primeira ordem.

II.1.4.2.3. A equação de duas constantes

A equação de duas constantes foi proposta por Kuo e Mikkelsen (1980) num estudo cinético da

desorção do Zn em solos. Os autores consideraram que a extracção de um metal M por um

agente de extracção L pode ser descrita pela seguinte equação cinética de ordem múltipla:

nΓkdtdΓ

×=− (II.1.24)

onde Γ (mol.cm-2) é a concentração de M presente na superfície das partículas do sedimento, t

é o tempo de reacção, k e n são respectivamente a constante cinética e a ordem da reacção.

Segundo a equação (II.1.24), na presença de L, a velocidade de extracção depende da

concentração de M adsorvido na superfície do sedimento.

Os autores mostraram que a integração da equação (II.1.24) permite chegar à seguinte

equação:

111

10

10

1

+−=

−−

−

kt)Γ(nΓΓ

nn

n (II.1.25)

onde Γ0 e Γ são a concentração superficial de M ao tempo 0 e t, respectivamente.

0

Q (μg/gsed)

t (h)

02Q

01Q

03Q

Quantidade total de metal no sedimento (Qtot)

Quantidade de metal extraído no equilíbrio

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

37

Uma primeira aproximação proposta pelos autores foi assumir que (n-1)Γ0n-1kt >> 1. Assim, a

equação (II.1.25) simplifica-se da forma que se segue:

tn

)k(nn

Γ logloglog1

111

1−

−−−

−= (II.1.26)

Na determinação da velocidade de extracção de um metal, é, geralmente, preferida a medição

da concentração de metal na solução de extracção. Para uma determinada concentração inicial

de metal superficial constante, uma diminuição desta implica um aumento da concentração de

metal em solução. Segundo Kuo e Mikkelsen (1980), esta relação pode ser descrita por:

/mKCΓ 1−= (II.1.27)

onde C é a concentração de M na solução, K e m são constantes. Substituindo a equação (II.1.27) na equação (II.1.26), obtém-se:

( ) tn

mKmkn

nm

C log1

log1log1

log−

++−−

= (II.1.28)

ou seja, BAtC = (II.1.29)

com A = Km[(n-1)k]m/(n-1) e B = m/(n-1).

A grande desvantagem desta equação é o facto das duas constantes A e B não terem qualquer

significado físico. Outro ponto fraco deve-se às várias aproximações utilizadas, nomeadamente

(n-1)Γ0n-1kt >> 1. É ainda de salientar que, segundo a equação (II.1.29), C(t) tende para o

infinito quando t tende para o infinito. Esta equação só poderá, portanto, ser usada num

intervalo de tempo limitado e bastante curto.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

38

II.1.4.2.4. A equação de Elovich

A equação de Elovich aplicada a extracção de um metal M é a seguinte :

( )-bCa dtdC

exp= (II.1.30)

onde C é a concentração de M em solução ao tempo t, e a e b são constantes (Havlin et al.,

1985).

Esta equação está baseada no modelo de Elovich no qual é considerado existir uma gama

contínua e específica de sítios de reacção no sedimento (Weber et al., 1991). Segundo Stucki e

Lee (1999), a forma integrada da equação (II.1.30) é:

( )abtb

C += 1ln1 (II.1.31)

Se se assumir que abt >> 1, então a equação (II.1.31) pode ser simplificada e tem-se:

( )tb

abb

C ln1)(ln1+= (II.1.32)

A representação gráfica de Ct vs. ln (t) deverá ser uma recta de declive igual a 1/b e ordenada

na origem igual a 1/b ln(ab). Como no caso da equação de duas constantes, o significado físico

das duas constantes a e b é pouco claro.

II.1.5. Capacidade complexante do EDTA

O agente de extracção escolhido no presente trabalho foi o ácido etilenodiaminotetracético

(EDTA). O EDTA é um tetra-ácido cujo valores de pKa são: 2,0; 2,7; 6,2; 10,3

(Ringbom,1967). No entanto, a protonação dos seus 2 grupos amina também deve ser

considerada. Todos estes grupos dadores de electrões podem estabelecer ligações de

coordenação com os catiões metálicos e formar estruturas cíclicas muito estáveis chamadas

"quelatos". As constantes de complexação do EDTA com alguns catiões metálicos estão

descritas na Tabela II.1.6.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

39

Tabela II.1.6: Logaritmo das constantes de complexação do EDTA (Y4-) com os catiões metálicos (Mn+) mais comuns. KMY corresponde a constante da reacção M + Y ↔ MY, KMHY corresponde a constante da reacção MY +H ↔ MHY e KMOHY corresponde a constante da reacção MY + OH ↔ MOHY (Ringbom,1987).

Cd2+ Cu2+ Pb2+ Zn2+ Al3+ Ca2+ Fe3+ Mg2+ Mn2+ Ni2+

pKMHY 2,9 3,0 2,8 3,0 2,5 3,1 1,4 3,9 3,1 3,2

pKMY 16,5 18,8 18,0 16,5 16,1 10,7 25,1 8,7 14,0 18,6

pKMOHY / 2,5 / / 8,1 / / / / /

O EDTA (Y4-) é um agente de extracção muito usado devido a sua capacidade a extrair catiões

metálicos ligados as diferentes fases sólidas do sedimento ou do solo. A sua grande capacidade

de complexação permite-lhe ser um competidor muito eficiente perante os sítios de superfície

(S2-) da fase sólida do sedimento. A extracção dos catiões metálicos pelo EDTA pode ser

descrita pela seguinte equação:

S-Msolido + Y4-solução S2-

solido + MY2-solução (II.1.33)

A complexação pelo EDTA permite, ainda, a extracção de catiões precipitados ou co-

precipitados com o composto A na fase sólida do sedimento (carbonatos, óxidos de ferro, ...)

segundo as seguintes reacções:

A-Msolido + Y4-solução A2-

solução + MY2-solução (II.1.34)

M(OH)2 solido + Y4-solução 2 OH-

solução + MY2-solução (II.1.35)

O EDTA foi utilizado em vários estudos (Bermond et al., 1998; Bordas e Bourg, 1998) como

agente de extracção tendo sido demonstrada a sua grande eficiência e a sua capacidade para a

realização de estudos cinéticos de extracção de metais.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

40

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

41

II.2. Detalhes experimentais usados no fraccionamento cinético dos metais em

sedimentos

II.2.1. Sedimentos estudados

Os sedimentos utilizados em todo este trabalho são provenientes do Largo do Laranjo situado

na Ria de Aveiro, perto da zona industrial de Estarreja. Os sedimentos foram recolhidos em

vários locais (ver anexo V), em 3 períodos diferentes:

Janeiro 2000 (sedimentos nA)

Março 2000 (sedimentos nB)

Julho 2001 (sedimentos nC)

II.2.1.1. Amostragem e tratamento das amostras

Todo o material utilizado nas amostragens foi previamente lavado com HNO3 (4M). Foram

utilizados sacos próprios para amostragens (estéril e com teores de metais muito baixos) e uma

pá de plástico (lavada com HNO3) para transferir os sedimentos para os sacos. Recolheram-se

sedimentos da camada superficial (0-15 cm) recobertos por 20-30 cm de água.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

42

Os sedimentos foram depois colocados em tabuleiros de vidro e secos a 30-40 ºC numa

estufa. Uma vez seco, o sedimento foi triturado e passado pelo peneiro (200 μm) de modo a

obter uma amostra homogénea.

II.2.1.2. Características químicas dos sedimentos estudados

Os sedimentos foram analisados de modo a determinar a concentração total de cobre, cádmio,

chumbo e ferro. Determinou-se, ainda, o teor em carbono orgânico, matéria orgânica e

carbonato de cálcio. Estas análises foram realizadas pelo Laboratoire d’analyse du sol - INRA

Arras (França). O procedimento experimental utilizado nas várias analises foi o seguinte:

• Concentração total de metais

O protocolo usado foi o seguinte (norma X31-147)(AFNOR, 1996): i) a análise é feita com o sedimento seco ao ar e triturado;

ii) calcinação de 250 mg de amostra a 450ºC durante 4 horas;

iii) digestão com 5 mL de ácido fluorídrico e 1,5 mL de ácido perclórico com aquecimento, durante 3 horas, e evaporação até a secura;

iv) diluição a 2% do resíduo com HCl 10% (volume final de 50 mL).

A concentração de cádmio e chumbo foi medida por espectrofotometria de absorção atómica

com atomização electrotérmica e correcção de fundo por efeito Zeeman ou arco de Deutério.

A concentração de cobre foi medida por espectrofotometria de emissão atómica de plasma

induzido de árgon (ICP – AES). A concentração de ferro foi medida por espectrofotometria

de absorção atómica com atomização por chama (ar/acetileno) (F-AAS).

• Teor em matéria orgânica

O teor em carbono orgânico ou oxidável foi determinado pelo método “Anne” modificado

(oxidação da matéria orgânica pelo dicromato de potássio em meio sulfúrico) (Laboratoire

d’analyse du sol – INRA Arras-(França)).

• Teor em carbonato

O carbonato de cálcio total foi determinado por calcimetria (Laboratoire d’analyse du sol – INRA

Arras (França)).

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

43

Na Tabela II.2.1 estão representadas as características químicas, acima referidas, para os vários

sedimentos estudados.

Tabela II.2.1: Características químicas dos sedimentos estudados.

Carbono orgânico (g/kg)

Matéria orgânica (g/kg)

CaCO3 (g/kg)

Fe (g/kg)

Cu (mg/kg)

Cd (mg/kg)

Pb (mg/kg)

Sedimento 2A 46,0 79,1 5 6,49 55,9 1,36 56,7

Sedimento 3A 35,8 61,6 8 5,21 29,4 0,99 44,0

Sedimento 1B 28,3 48,7 6 7,28 43,0 1,17 52,2

Sedimento 2B 41,5 71,4 6 8,47 48,9 1,35 53,7

Sedimento 3B 37,9 65,2 4 6,40 29,8 0,99 42,7

Sedimento 4B 43,4 74,6 6 4,78 29,8 1,08 47,3

Sedimento 1C 51,9 89,3 4 3,94 176,6 9,21 218,2

Sedimento 2C 39,9 68,6 4 2,94 65,4 3,14 70,3

Sedimento 3C 21,5 37,0 4 1,61 13,6 0,64 33,7

Sedimento 4C 31,6 54,4 4 2,58 33,8 2,15 53,6

II.2.2. Lavagem do material

Todo o material em polietileno utilizado durante este trabalho foi lavado com vários banhos

para prevenir qualquer tipo de contaminação tanto a nível de metais como de matéria

orgânica.

O protocolo de lavagens utilizado foi o seguinte:

i) lavagem num banho de detergente e água destilada durante uma noite,

ii) passagem por água destilada,

iii) lavagem num banho de ácido nítrico (4 M) durante uma noite,

iv) passagem por água ultrapura

v) secagem.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

44

II.2.3. Reagentes e soluções

Os reagentes utilizados durante a realização deste trabalho são todos de qualidade analítica:

ácido nítrico (65 %), hidróxido de sódio, ácido clorídrico (37 %), sal dissódico de EDTA

(Merck – Pro Analisis) e soluções padrão de diversos metais BDH Spectrosol (1000 ppm).

Todas as soluções foram preparadas com água desionizada (resistividade: 18,2 MΩ.cm) obtida

num sistema Milli-Q da Millipore.

II.2.4. Estudos de optimização da extracção pelo EDTA de metais vestigiais em sedimentos

Apresenta-se de seguida o protocolo de base utilizado em todos os estudos de optimização.

i) Pesa-se uma determinada quantidade de sedimento num frasco de polietileno de 50 mL.

ii) Prepara-se uma solução de EDTA com uma concentração e um pH definido. Pesa-se 40 g desta solução e junta-se ao sedimento. #

iii) Mede-se o pH da solução.

iv) Adiciona-se a solução de extracção ao sedimento no frasco.

v) Agita-se os frascos durante 24 horas por agitação rotativa.

vi) Centrifuga-se o extracto obtido durante um tempo definido.

vii) Filtra-se a solução sobrenadante sobre membranas Millipore (0,45 μm ).

viii) Mede-se o pH da solução e conserva-se sem acidificação a 4º C até serem determinadas as concentrações de metais por F-AAS.

Segundo o parâmetro experimental estudado, foi-se variando a quantidade de sedimento

(estudo da razão m/V), o pH ou a concentração da solução de EDTA. Foram também

realizadas experiências na ausência de EDTA em que a solução de extracção usada foi uma

solução de HNO3 a várias concentrações.

# Nota: Procedeu-se por pesagem para medir a quantidade de solução de EDTA. Considerou-se que a densidade da

solução de EDTA 0,05 M é igual à densidade da água, ou seja 1.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

45

II.2.5. Protocolos de extracção pelo EDTA, em função do tempo, de metais vestigiais em sedimentos

As cinéticas de extracção dos metais, pelo EDTA, no sedimento foram determinadas num

periodo de tempo de 24 horas. As curvas de extracção apresentam geralmente uma evolução

rápida nos primeiros tempos e mais lenta para os tempos mais longos, pelo qual foram

escolhidos os tempos seguintes: 0,083; 0,17; 0,25; 0,33; 0,42; 0,5; 1; 3; 5; 7; 9; 11; 24 horas.

Apresentam de seguida os protocolos de extracção cinéticos comparados neste trabalho:

Protocolo experimental I

Neste protocolo, usou-se um único frasco do qual se retiram alíquotas da mistura

EDTA/sedimento ao fim de determinados tempos de extracção, de acordo com o seguinte

procedimento:

i) Pesa-se 60 g de sedimento num frasco em polietileno de 500 mL.

ii) Prepara-se uma solução de EDTA de concentração 0,05 M. Ajusta-se o pH da solução a 6,0 com NaOH (5M). Adiciona-se 400 g desta solução ao sedimento contido no frasco. O início da contagem do tempo (t = 0) coincide com o momento em que se mistura o EDTA com o sedimento.

iii) Agita-se o frasco por agitação rotativa.

iv) Segue-se a desorção dos catiões durante 24 horas, neste período, tiram-se várias alíquotas a determinados tempos.

v) Centrifuga-se o extracto a 6000 rpm, durante 10 minutos.

vi) Filtra-se a solução sobrenadante sobre membranas Millipore (0,45 μm ).

vii) Mede-se o pH da solução recolhida e conserva-se sem acidificação, a 4ºC, até serem determinadas as concentrações de metais por FAAS.

Protocolo experimental II

Neste protocolo, a cada tempo de extracção, corresponde um frasco único.

i) Num frasco de polietileno de 50 mL, pesa-se 6 g de sedimento.

ii) Prepara-se uma solução de EDTA de concentração 0,05 M. Ajusta-se o pH da solução a pH=6,0 com NaOH (5M). Adiciona-se 40 g desta solução ao sedimento contido no frasco. O tempo t=0 da cinética é o tempo em que se mistura o EDTA com o sedimento.

iii) Os frascos são agitados por agitação rotativa durante um determinado tempo (cada frasco é agitado durante um tempo diferente de forma a ser possível seguir a extracção ao longo do tempo).

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

46

iv) Centrifuga-se o extracto durante 10 minutos, a 6000 rpm.

v) Filtra-se a solução sobrenadante sobre membranas Millipore (0,45 μm ). #

vi) Mede-se o pH da solução recolhida e conserva-se, sem acidificação, a 4º C até serem determinadas as concentrações de metais por FAAS.

II.2.6. Determinação da concentração de metais por F-AAS

A determinação da concentração de cobre, de cádmio, de chumbo, de ferro e, em certos casos,

de cálcio nas soluções de extracção foi realizado por F-AAS. O método analítico foi calibrado

com 5 padrões preparados numa solução de EDTA (0,05 M), ajustando-se o pH destes

padrões ao mesmo pH das amostras. O coeficiente de correlação r das rectas de calibração

tinha sempre um valor igual ou superior a 0,998.

Foram sempre realizadas 5 réplicas de cada medição e usou-se o valor médio.

# Nota: O tempo necessário para a filtração nunca é superior a 10 % do tempo de extracção.

Por outro lado, durante esse intervalo de tempo, a solução já não é agitada; pode-se

então supor que a extracção é significativamente reduzida durante esse período e que

o tempo necessário à filtração não aumento o erro experimental. Da mesma forma, o

tempo de centrifugação não foi contabilizado no tempo de extração, um vez que

nesse período, a extração é significativamente reduzida.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

47

II.3. Optimização das condições experimentais para a realização do estudo da cinética de extracção pelo EDTA de metais

vestigiais em sedimentos estuarinos

II.3.1. Introdução

Neste capítulo será apresentada a optimização das condições experimentais dos estudos

cinéticos de extracção de três metais vestigiais em sedimentos (cádmio, cobre e chumbo)

usando como agente de extracção o EDTA.

A abordagem cinética escolhida para este trabalho - o fraccionamento cinético - foi preferida

aos tradicionais esquemas de extracção selectivas por uma razão principal. Esta última

abordagem permite a realização de um fraccionamento operacional dos metais com base na

origem das ligações entre estes metais e o sedimento (adsorção, ligação aos carbonatos,

matéria orgânica, óxidos entre outros) sem, no entanto, trazer nenhuma informação relevante

quanto à mobilidade dos metais. Por outro lado, o fraccionamento cinético tem a vantagem de

poder estimar o transporte dos metais do sedimento para a coluna de água.

Um estudo de optimização do fraccionamento cinético de metais vestigiais em solos foi já

realizado por Ghestem (1997). No entanto, no caso dos sedimentos, não foi realizado nenhum

estudo de optimização sistemático dos vários parâmetros experimentais. Assim, foram

optimizadas as condições experimentais da extracção pelo EDTA do cobre, do cádmio e do

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

48

chumbo presentes em sedimentos. Além destes 3 metais, considerou-se ainda de interesse

estudar a extracção do ferro e, em certos casos, a do cálcio. Estes dois metais, designados por

metais maioritários devido às suas quantidades relativamente elevadas, poderão ajudar a

interpretar alguns dos resultados obtidos com os metais vestigiais. Além deste estudo de

optimização foram, também, comparados, em termos de eficiência, dois protocolos

experimentais utilizados em estudos cinéticos de extracção (cf. II.2.5).

II.3.2. Optimização dos parâmetros experimentais da extracção

Estudou-se a influência de vários parâmetros sobre a extracção de metais pelo EDTA,

nomeadamente o pH, a concentração de EDTA e, ainda, a razão massa de sedimento/volume

de EDTA (m/V). É de salientar que este último parâmetro nunca tinha sido considerado nos

estudos cinéticos de extracção de metais vestigiais em sedimentos (Fangueiro et al., 2002). Os

estudos de optimização foram realizados com um tempo de extracção tal que se possa

considerar que a reacção de extracção dos metais pelo EDTA atinge um estado de equilíbrio.

Esta é uma condição necessária para que a influência da cinética da extracção possa ser

desprezada.

II.3.2.1. Determinação do tempo de equilíbrio “prático”

No presente trabalho, considerou-se que o estado de equilíbrio foi atingido quando a

quantidade de metal extraído deixa de aumentar significativamente com o aumento do tempo

de extracção. Assim, o tempo necessário para que a reacção de extracção pelo EDTA de

metais atinja um estado estacionário, também chamado estado de pseudo-equilíbrio, será

designado por tempo de equilíbrio “prático”.

De forma a determinar o valor deste tempo de equilíbrio “prático”, procedeu-se à extracção

de Cu, Cd, Pb e Fe com diversos tempos de extracção. Este estudo foi realizado com o

sedimento 4B e uma solução de EDTA (0,05 M) a pH = 6,0. Seguiu-se o procedimento

experimental descrito na secção II.2.4 com uma razão m/V = 0,15 kg.L-1. Os tempos de

extracção escolhidos variam entre 5 minutos e 25 horas.

A Figura II.3.1 apresenta a concentração por grama de sedimento de Cd, Cu, Pb e Fe,

extraídos pelo EDTA, em função do tempo. Aparece que a quantidade extraída pelo EDTA

de Cu, Cd e Pb aumenta rapidamente com o tempo de extracção até aproximadamente 9

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

49

horas e atinge, posteriormente, um patamar. No entanto, no caso do Fe, a quantidade extraída

continua a aumentar significativamente até às 25 horas.

A Tabela II.3.1 apresenta o valor do declive textC

dΔ

Δ= calculado em três intervalos de tempo

para os quatro metais (Cext representa a concentração por grama de sedimento de metal

extraído pelo EDTA). O aumento da concentração extraída de Cu, Cd e Pb no último

intervalo de tempo (entre 11 e 25 horas de extracção) é muito baixo quando comparado com

o aumento obtido nos outros dois intervalos de tempo. Efectivamente, os valores obtidos

nesse intervalo de tempo são, pelo menos, dez vezes inferiores ao valores obtidos no intervalo

de tempo [0,0833-1]. Pode então concluir-se que, para tempos de extracção superiores a 11

horas, tende-se para um estado estacionário em que o declive apresenta um valor muito

próximo de 0 e será, assim, possível considerar que, nesse intervalo, a quantidade de metal

extraído é quase independente do tempo de extracção.

É de salientar que, no caso do cádmio, atinge-se mais rapidamente o estado estacionário do

que no caso dos outros dois metais vestigiais estudados. Como se poderá constatar numa fase

posterior deste trabalho, o cádmio é o metal mais facilmente extraído do sedimento. A reacção

entre o metal M ligado ao sedimento e o EDTA (H2Y2-) descrita pela equação (II.3.1) atinge,

portanto, mais rapidamente o equilíbrio.

-22YH M-Sed + Sed 2H MY -2 ++ + (II.3.1)

Tabela II.3.1: Variação da concentração de Cu, Cd, Pb e Fe extraído pelo EDTA com o tempo de

extracção ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛Δ

Δt

Cext (μg.g-1.h-1) em 3 intervalos de tempo - Sedimento 4B com EDTA

(0,05 M) a pH = 6,0 e m/V= 0,15 kg.L-1 .

Intervalo de tempo (h) Cd Pb Cu Fe

[0,0833 – 1] 9,11×10-2 4,22 4,11 212

[3-9] 0,740×10-2 0,603 0,633 56,9

[11-25] 0,760×10-3 0,163 0,653×10-1 20,7

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

50

No caso do ferro, o aumento da quantidade extraída é ainda significativo no intervalo de

tempo [11–25] horas. Esta diferença, relativamente aos outros metais, pode ser devida à sua

grande abundância nos sedimentos e, principalmente, à forma sob a qual este elemento se

apresenta no sedimento.

Grande parte do ferro presente nos sedimentos está sob a forma de óxidos ou hidróxidos

precipitados cuja dissolução pelo EDTA é lenta e pode demorar várias semanas (Bordas e Bourg,

1998; Borggard, 1976; Borggard, 1979). No entanto, na Tabela II.3.1, se se comparar o declive

obtido no intervalo de tempo [11-25] horas com o declive dos outros intervalos de tempo, é

Figura II.3.1: Influência do tempo de extracção sobre a concentração por grama de sedimento de Cd, Cu, Pb e Fe extraído pelo EDTA. Média e desvio padrão de duas réplicas. Sedimento 4B e EDTA (0,05 M) a pH = 6,0; m/V = 0,15 kg.L-1.

2

5

8

11

14

17

20

0 5 10 15 20 25 30Tempo (h)

Cext

(μg/g)

Cu

0

225

450

675

900

1125

1350

0 5 10 15 20 25 30Tempo (h)

Cext

(μg/g)

Fe

0,65

0,7

0,75

0,8

0,85

0,9

0,95

0 5 10 15 20 25 30Tempo (h)

Cext

(μg/g)

Cd

12

15

18

21

24

27

30

0 5 10 15 20 25 30Tempo (h)

Cext

(μg/g)

Pb

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

51

possível concluir que o valor do declive tende para zero e consequentemente que a quantidade

de ferro extraído em função do tempo tende a atingir um patamar para tempos de extracção

superiores a 25 horas.

É, ainda, de salientar que o estado de equilíbrio "real" é, em certos casos, só atingido apenas

após várias semanas de extracção. Contudo, muitos autores (Bermond et al, 1998, Bufflap e Allen,

1995; Fangueiro et al., 2002) consideram que um estado de equilíbrio “prático” é atingindo após

24 horas de agitação.

Em conclusão, este estudo mostrou que um tempo de extracção de 24 horas permite que a

reacção de extracção pelo EDTA dos três metais estudados (Cu, Cd e Pb) atinja um estado de

equilíbrio “prático”. Este tempo foi, portanto, utilizado em todos os estudos de optimização

realizados em condições de equilíbrio.

II.3.2.2. Influência da razão massa de sedimento/volume de EDTA (m/V) sobre a extracção de metais vestigiais em sedimentos

Nos vários estudos encontrados na bibliografia, as condições experimentais de extracção

utilizadas são geralmente muito diferentes de um estudo para outro sendo a razão massa de

sólido/volume de solução de extracção (m/V) um dos parâmetros que mais varia. Rauret et al.

(1989), num estudo de optimização das condições experimentais utilizadas no protocolo de

extracções sequenciais de Tessier et al. (1979), mostraram que, com certos reagentes, a

quantidade de chumbo extraída diminui quando a razão m/V aumenta, realçando, assim, a

influência deste parâmetro sobre a quantidade de metais extraídos. No entanto, a influência

deste parâmetro sobre a eficiência da extracção tem sido muito pouco estudada.

Logo, estudou-se a influência da razão m/V sobre a extracção pelo EDTA de metais vestigiais

em sedimentos. Procedeu-se à extracção pelo EDTA dos metais, presentes em 2 sedimentos,

com várias razões m/V. Interessamo-nos pelo comportamento de três metais vestigiais, o Cu,

Cd e Pb e por dois metais maioritários, o Fe e o Ca. Foram escolhidos os sedimentos 1B e 2B

por terem concentrações totais em Cu, Cd e Pb bastante diferentes. Utilizou-se uma solução

de EDTA (0,05M) a pH = 4,5 e variou-se a razão m/V entre 0,05 e 0,2 kg.L-1.

A Figura II.3.2 mostra a influência da razão m/V sobre a quantidade de Cu, Cd e Pb extraída

por grama de sedimento (duas réplicas para cada sedimento). Como é possível verificar, a

concentração de metais extraídos aparenta não variar com a razão m/V. Para confirmar essa

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

52

observação, calculou-se a variação máxima, entre razões m/V, da concentração extraída de

Cu, Cd e Pb; os valores obtidos estão apresentados na Tabela II.3.2. As percentagens de

variação foram calculadas da seguinte forma:

( )

100valoresdosmédia

mínimovalormáximovalorvariação% ×

−= (II.3.2)

Para as várias razões m/V estudadas, a variação da concentração extraída de cobre, cádmio ou

chumbo é sempre inferior a 10 %. É, assim, possível concluir que a razão m/V não tem um

efeito significativo sobre a concentração de Cu, Pb e Cd extraída pelo EDTA, nas condições

experimentais usadas no presente trabalho (Fangueiro et al., 2002).

Tabela II.3.2: Variação máxima da concentração de Cu, Pb e Cd extraída pelo EDTA com várias razões m/V.

Sedimento 1A Sedimento 2A

Cu 7,5 % 3,1 %

Pb 7,0 % 10,1 %

Cd 9,6 % 2,2 %

Como se pode observar na Figura II.3.2, são os valores de Cext obtidos com as menores razões

m/V que apresentam a maior variação entre réplicas. Nestes casos, a quantidade de sedimento

extraído é pequena e, consequentemente, as concentrações de catiões metálicos em solução

são muito baixas, sendo em certos casos muito próximas do limite de detecção da F-AAS. O

erro experimental, no caso destes valores baixos de m/V, será portanto mais elevado, o que

poderá explicar uma maior variação dos resultados entre réplicas.

Embora se tenha verificado que a razão m/V não afecta a extracção do Cu, Cd ou do Pb, no

caso do dois metais maioritários Fe e Ca, um aumento da razão m/V induz uma diminuição

da quantidade de metal extraída por grama de sedimento (Figura II.3.3). De facto, quando a

razão m/V passa de 0,05 para 0,2 kg.L-1, observa-se uma diminuição de 36 % no caso do

cálcio e de 17 % no caso do ferro.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

53

Figura II.3.2: Influência da razão m/V sobre a quantidade de Cu, Cd e Pb extraída por grama de sedimento (sedimento 1B(×) e 2B(+)); EDTA (0,05M) a pH = 4,5; média de duas réplicas e desvio padrão.

15

18

21

24

27

30

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25

Razão m/V (kg.L-1)

Cext(μg/g)

Cu

25

27

29

31

33

35

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25

Razão m/V (kg.L-1)

Cext (μg/g)

0,8

0,85

0,9

0,95

1

1,05

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25

Razão m/V (kg.L-1)

Cext (μg/g)

Pb

Cd

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

54

Figura II.3.3: Influência da razão m/V sobre a quantidade de Fe e Ca extraída por grama de sedimento (sedimento 1B (×)e 2B(+)); EDTA (0,05M) a pH = 4,5; média de duas réplicas e desvio padrão.

Esta variação foi atribuída a precipitação dos hidróxidos de ferro e de cálcio que passam desta

forma novamente para a fase sólida (Fangueiro et al., 2002). A reacção de formação dos

hidróxidos de Fe e Ca é descrita pela equação seguinte:

( ) -aq

naq OHn M ++ ( )sM(OH)n (II.3.3)

com Mn+aq = Fe2+, Fe3+ ou Ca2+.

3000

3500

4000

4500

5000

5500

6000

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25

Razão m/V (kg.L-1)

Cext

(μg/g)

Fe

400

500

600

700

800

900

1000

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25

Razão m/V (Kg.L-1)

Cext

(μg/g)

Ca

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

55

Quanto maior for o valor do pH e a concentração de catião metálico em solução, maior será a

quantidade de MOH formada. Uma vez que a quantidade de Fe e Ca extraída é muito elevada,

parte destes catiões metálicos vão ser precipitados e passar novamente para a fase sólida.

A variação de pH durante a extracção é outro factor a ter em consideração. Assim, como

aparece na Figura II.3.4, quanto maior é a razão m/V, maior é a variação do pH da solução de

extracção. O aumento do pH final da solução de EDTA com o aumento da razão m/V dever-

se-á ao facto do sedimento ter um pH próximo de 7,0 (Valega, 2002). Logo, ao misturar-se o

sedimento com a solução de EDTA que apresenta pH 4,5 ocorre um aumento do pH cuja

amplitude depende da quantidade de sedimento e, consequentemente, da razão m/V.

Em conclusão, um aumento da razão m/V gera um aumento do pH, aumento este que pode

provocar, por sua vez, a precipitação do ferro e do cálcio que passam novamente para a fase

sólida sob a forma de hidróxidos.

Figura II.3.4: Variação do pH da solução de extracção em função da razão m/V (sedimento 1B (×) e 2B(+)); EDTA (0,05M) a pH = 4,5.

A competição entre os metais estudados e os metais maioritários, como o cálcio ou o ferro, na

complexação pelo EDTA, é um parâmetro que deve também ser considerado na escolha da

razão m/V. A constante de estabilidade do complexo Ca-EDTA é bastante fraca (pK = 10,7)

quando comparada com as constantes dos complexos formados pelo EDTA com o Cu, o Cd

e o Pb (pK > 16,5). Além disso, verificou-se com o programa de cálculo de especiação

4,4

4,6

4,8

5

5,2

5,4

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25

Razão m/V

pH final da solução de extracção pH inicial

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

56

“CHEAQS” (Verweij, 1999) que, mesmo na presença de um grande excesso de cálcio, os três

metais estudados são todos complexados pelo EDTA enquanto que apenas uma parte do

cálcio é complexado. No entanto, a concentração de cálcio extraída é muito superior à

concentração dos metais vestigiais, pelo que poderá sempre existir competição por parte do

cálcio. Por outro lado, o ferro, devido ao valor elevado da constante de establidade do

complexo formado com o EDTA, é um grande concorrente para os metais vestigiais. A

utilização de uma razão m/V elevada, ao extrair menos cálcio e ferro, permitirá assim reduzir a

competição destes dois metais maioritários sobre a extracção do Cu, Cd e do Pb.

Não obstante, a escolha do valor da razão utilizada deverá ter em consideração outros

critérios. Por um lado, a razão m/V deve ser suficientemente grande para que as

concentrações de metais em solução sejam superiores aos limites de detecção da F-AAS tal

como se demonstrou acima. Por outro, a razão m/V utilizada deve permitir uma filtração

rápida da solução de extracção. Para poder levar a cabo um estudo cinético, o tempo de

filtração tem de ser o mais curto possível. Note-se que quanto maior a razão m/V, maior a

massa de sedimento e, consequentemente, mais difícil será a filtração.

Tendo em conta todos estes factores, escolheu-se um valor de razão m/V igual a 0,15 kg.L-1,

uma vez que esta razão permite obter uma concentração em solução de metais extraídos

suficientemente elevada para ser determinada por F-AAS e requer tempos de filtração

relativamente curtos (sempre inferiores a 10 % do tempo de extracção considerado).

II.3.2.3. Influência da concentração de EDTA sobre a extracção de metais vestigiais em sedimentos

Vários estudos mostraram que a solubilização dos metais aumenta com a concentração de

EDTA (Bourg et al., 1994; Davis e Upadhyaya, 1996; Yu e Klarup, 1994). É, portanto, necessário

garantir que, ao longo de todo o tempo de extracção, exista um excesso de EDTA para que a

quantidade de EDTA não seja um factor limitante da extracção.

No presente trabalho, considerou-se que o EDTA está em excesso perante a quantidade de

um certo metal, se o aumento da concentração de EDTA em solução não se traduzir num

aumento da quantidade de metal extraído. Estudou-se, portanto, a capacidade de extracção do

Cu, Cd, Pb pelo EDTA em função da sua concentração. Para esse efeito, procedeu-se à

extracção destes quatro metais usando soluções de EDTA com concentrações no intervalo

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

57

[0,001; 0,1 M]. O pH inicial das soluções de EDTA era igual a 6,0 e a razão m/V usada foi de

0,15 kg.L-1.

A Figura II.3.5 apresenta as variações da quantidade extraída de Cu, Cd e Pb por soluções de

EDTA com concentrações crescentes. Os resultados apresentados são o valor médio de três

réplicas. Para os três metais estudados observou-se o mesmo comportamento: a quantidade

extraída aumenta rapidamente com a concentração de EDTA até ser atingido um patamar, o

qual se verifica quando a concentração de EDTA é igual ou superior a 0,05 M. Pode, então,

concluir-se que, para concentrações iguais ou superiores a 0,05 M, a quantidade de metal

extraído já não depende da concentração de EDTA e, portanto, que o EDTA está em excesso

perante os três metais estudados.

Este resultado está de acordo com outros estudos ( Bordas e Bourg, 1998; Yu e Klarup, 1994) que

mostraram que um aumento da concentração de EDTA acima de 0,05 M não proporciona um

aumento da quantidade de metal extraído. É ainda de salientar que esta concentração de

EDTA foi recomendada por Ure (1993) no protocolo de harmonização das técnicas de

extracção do "European Community Bureau of Reference".

Devido às propriedades ácido-base do EDTA, devem também ser consideradas as variações

de pH que ocorrem durante a extracção. Como é possível observar na Figura II.3.6, o EDTA

encontra-se sob várias formas dependendo do pH da solução. Assim, para valores de pH entre

3 e 8, o EDTA encontra-se maioritariamente sob as formas H2Y2- e HY3-.

Na Figura II.3.7 está representado o pH final da solução de EDTA (após extracção) em

função do seu pH inicial para várias concentrações de EDTA, no caso do sedimento 2A e do

sedimento 3A. Em primeiro lugar, é possível concluir que, quanto maior é a concentração de

EDTA, menor é a variação do pH durante a extracção. Segundo Yu e Klarup (1994), o excesso

de EDTA poderá, em certos casos, ter um efeito tampão, impedindo assim variações do pH

da solução.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

58

Figura II.3.5: Efeito da concentração de EDTA sobre a quantidade extraída de Cu, Cd e Pb no Sedimento 4B; pH=6,0; m/V=0,15 kg.L-1 (media de três replicas com desvio padrão).

Figura II.3.6: Representação da dissociação do EDTA em função do pH (Pribil, 1972).

0

4

8

12

16

20

0 0,025 0,05 0,075 0,1 0,125

Concentração de EDTA (mol/L)

Cext

(μg/g)

Cu0

5

10

15

20

25

0 0,025 0,05 0,075 0,1 0,125Concentração de EDTA (mol/L)

Cext

(μg/g)

Pb

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

0 0,025 0,05 0,075 0,1 0,125

Concentração de EDTA (mol/L)

Cext

(μg/g)

Cd

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

59

Figura II.3.7: Influência do pH inicial e da concentração de EDTA sobre a variação do pH da solução de EDTA durante a extracção de metais;. ∆: [EDTA] = 0,001M; □: [EDTA] = 0,01M; ○: [EDTA] = 0,05 M.

Por outro lado, verifica-se que é para os valores iniciais de pH mais elevados que se observam

as mais pequenas variações de pH da solução de EDTA. Uma explicação possível será o facto

do pH natural dos sedimentos superficiais ter, geralmente, um valor próximo de 7,0 (Valega,

2002). Assim, no caso das soluções de EDTA com pH inicial de valor inferior a 5,0, a mistura

do sedimento com a solução de EDTA, poderá provocar um aumento do valor de pH. Assim,

para os dois sedimentos estudados, quando a concentração de EDTA é igual a 0,05 M e para

valores iniciais de pH entre 5,5 e 6,5, a variação de pH é sempre inferior a 0,1 unidades de pH.

Em conclusão, uma solução de EDTA de concentração igual a 0,05 M e de pH inicial com

valores compreendidos entre os 5,5 e 6,5 garante um excesso de EDTA perante a quantidade

de metais extraídos e induz uma variação de pH mínima durante a extracção.

2

4

6

8

1 0

2 3 4 5 6 7 8 9

p H in ic ia l

p H fin a l [E D T A]

S e d im e nto 2 A

2

4

6

8

2 3 4 5 6 7 8 9

p H in ic ia l

p H fin a l [E D T A]

S e d im e nto 3 A

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

60

II.3.2.4. Influência do pH sobre a extracção pelo EDTA de metais vestigiais em sedimentos

O pH é um parâmetro que regula, em grande parte, a desorção dos metais vestigiais presentes

em sedimentos (Bourg e Loch, 1995). Desta forma, a quantidade de metais extraídos pelo

EDTA poderá depender do pH da solução de extracção. Geralmente, o pH da solução de

extracção é escolhido de forma a extrair a maior quantidade de metal possível. No entanto, a

escolha do pH não pode ter em conta somente este factor. De uma forma geral, em todos os

sedimentos, uma diminuição do pH induz um aumento da quantidade de metais que passam

para a solução, por intermédio de dois tipos de reacções (Ghestem, 1998):

• reacções de troca catiónica entre os protões da solução e os catiões metalicos (M2+)

associados aos sítios de fixação (S) do sedimento:

++ aq H2 SM ++ 2aq2 M SH (II.3.4)

• reacções de dissolução das fracções do sedimento solúveis em ácido (hidróxidos,

carbonatos, etc.) que podem libertar metais destas fracções:

++ aq3 H 3 Fe(OH) ++ 3aq2 Fe OH 3 (II.3.5)

Logo, segundo o valor de pH escolhido, e nomeadamente para os valores de pH mais baixos,

a extracção dos metais vestigiais poderá ser proporcionada não só pela acção do EDTA, mas

também pela acção dos iões H+. Com o objectivo de se poder estimar a acção específica do

EDTA, interessa, portanto, numa primeira fase, determinar a gama de pH na qual os metais

Cu, Cd, Pb e Fe podem ser extraídos por uma solução de HNO3 (extracção exclusiva pelos

iões H+). Se as extracções com o EDTA forem realizadas fora desta gama de pH, será então

possível afirmar que todos os metais são extraídos especificamente pelo EDTA. Procedeu-se,

então, ao estudo da extracção, pelo HNO3, de metais em sedimentos.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

61

II.3.2.4.1. Extracção dos metais vestigiais pelo HNO3

Existem vários protocolos de extracção selectiva que utilizam ácidos (nítrico, clorídrico,

sulfúrico) como agentes de extracção (Izquierdo et al., 1997; Polyak e Hlavay, 1999; Rauret, 1998;

Savvides et al., 1995; Tessier et al., 1979). Nestes casos, a extracção está baseada na competição

entre catiões metálicos e os iões H+ para os sítios de fixação do sedimento.

De modo a avaliar a acção dos protões H+, foram realizados estudos de extracção de metais na

ausência de EDTA com soluções de HNO3 (0,3 – 0,8 M). Neste estudo, representou-se a

quantidade de metal extraído em função do pH final e não do pH inicial da solução de

extracção. Esta escolha foi motivada pelo facto de todos os valores de pH iniciais serem

inferiores a 1,0 tornando a sua medição muito difícil face ao rigor e precisão desejados. Todo

este trabalho foi realizado seguindo o protocolo descrito na secção II.2.4. Realizaram-se duas

réplicas para cada metal e cada sedimento estudado. Nas Figuras II.3.8 e II.3.9 estão

representadas as curvas de extracção do Cu, Cd, Pb e Fe pelo HNO3, na ausência de EDTA,

em função do pH final (sedimentos 2A e 3A ).

Cada catião metálico apresenta uma curva específica de extracção pelo HNO3. Efectivamente,

no caso da solução de pH final igual a 2,0, é extraída mais de 70 % da concentração total de

cádmio, enquanto que para o cobre e para o chumbo apenas são extraídos 12% e 7 %,

respectivamente. Nestas condições, o ferro é também pouco extraído: menos de 30% do ferro

total é solubilizado. Logo, o HNO3 extrai com maior facilidade o cádmio do que o cobre, o

chumbo ou o ferro. Este tipo de comportamento foi já descrito em estudos anteriores (Mouvet

e Bourg, 1983; Wang et al., 1997) para os metais aqui considerados.

Alloway (1990) descreveu uma correlação entre o comportamento destes metais e a sua

capacidade de formar hidrocomplexos, segundo a seguinte reacção:

OH M 2n ++ ++ + HMOH 1)-(n (II.3.6)

Assim, o autor considera que os metais que formam estes complexos com mais facilidade são

os metais mais especificamente adsorvidos no sedimento. Segundo esta teoria, a ordem

crescente de adsorção seria: Cd << Cu, Pb << Fe (ver Tabela II.3.3). Considerando que os

metais mais extraídos pelo HNO3 são os menos adsorvidos no sedimento, esta teoria parece

ser também verificada no presente estudo.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

62

Tabela.II.3.3: Constantes de formação dos hidróxidos M(OH)(n-1)+ (log K); I = 0,1 M (Martell e Smith, 1973-1989)

catião Cu2+ Pb2+ Cd2+ Fe3+

Log K -7,8 -7,7 -10,1 -2,6

É, ainda, de salientar que, apesar dos sedimentos 2A e 3A terem composições diferentes,

nomeadamente em termos da concentração total de metais, quantidade de matéria orgânica ou

carbonato, as curvas de extracção obtidas para cada metal, e apresentadas nas Figuras II.3.8 e

II.3.9, apresentam a mesma forma no caso dos dois sedimentos. Assim, é possível concluir

que a extracção de metais pelo HNO3 depende apenas do catião considerado e não da matriz.

Em conclusão, o HNO3 só permite extrair o Cu, Cd, Pb e Fe presente nos sedimentos quando

os valores de pH final são inferiores a 4,0. Assim, na presença de EDTA, para soluções com

valores de pH final superiores a 4,0 , é possível afirmar que a extracção dos metais se deve,

somente, à acção do EDTA.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

63

Figura II.3.8: Quantidade de Cu, Pb, Cd e Fe extraída por grama de sedimento na ausência de EDTA, em função do pH; Sedimento 2A (2 réplicas).

0

10

20

30

40

50

60

0 1 2 3 4 5 6 7

pH final

Cext

(μg/g)

Cu

0

10

20

30

40

50

60

0 1 2 3 4 5 6 7

pH final

Cext

(μg/g)

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

0 1 2 3 4 5 6 7pH final

Cext

(μg/g)

Cd

0

5000

10000

15000

20000

25000

0 1 2 3 4 5 6 7

pH final

Cext

(μg/g)

Pb

Fe

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

64

Figura II.3.9: Quantidade de Cu, Pb, Cd e Fe extraída por grama de sedimento na ausência de EDTA, em função do pH; Sedimento 3A (2 réplicas).

0

7

1 4

2 1

2 8

3 5

0 1 2 3 4 5 6 7pH fina l

C e xt

(μg/g)

C u

0

6

1 2

1 8

2 4

3 0

0 1 2 3 4 5 6 7

pH fina l

C e xt

(μg/g)

P b

0

0 ,2

0 ,4

0 ,6

0 ,8

1

0 1 2 3 4 5 6 7

pH fina l

C e xt

(μg/g)

C d

0

4000

8000

12000

16000

20000

0 1 2 3 4 5 6 7pH fina l

C e xt

(μg/g)

F e

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

65

II.3.2.4.2. Influência do pH da solução de EDTA sobre a extracção de metais vestigiais

Nesta secção, serão apresentados os resultados do estudo do efeito do pH da solução de

EDTA sobre a extracção de Cu, Cd, Pb e Fe em sedimentos. Primeiro, será analisado o efeito

do pH sobre as quantidades extraídas. Em segundo lugar, será apresentada a variação do pH

ao longo da extracção em função do pH inicial da solução de EDTA.

II.3.2.4.2.1. Efeito do pH inicial da solução de EDTA sobre a quantidade extraída de metais

Devido às suas propriedades ácido-base, a capacidade de extracção do EDTA poderá

depender do pH da solução. Para valores de pH mais elevados, o EDTA encontra-se mais

desprotonado e deverá, portanto, ter maior afinidade para os catiões metálicos (Figura II.3.6).

De modo a determinar o efeito do pH inicial da solução de EDTA sobre a quantidade extraída

de metal, procedeu-se à extracção de Cu, Cd, Pb e Fe em sedimentos usando soluções de

EDTA (0,05 M) com diferentes valores de pH e uma razão m/V de 0,15 kg.L-1. O estudo foi

realizado com três sedimentos (1B, 2B e 4B).

A Figura II.3.10 mostra a quantidade de Cu, Cd, Pb e Fe extraída por grama de sedimento em

função do pH inicial da solução de EDTA, no caso do sedimento 4B. Considerou-se o pH

inicial da solução de extracção e não o pH final, como aconteceu no caso da extracção pelo

HNO3. Esta escolha deve-se ao facto de ser mais fácil controlar o pH inicial da solução de

EDTA do que o seu pH final após extracção, visto que as variações de pH não são iguais com

todos os sedimentos. No entanto, será também considerado o valor final do pH da solução de

EDTA, de modo a ser possível relacionar os resultados obtidos na presença e na ausência de

EDTA.

De uma forma geral, para valores de pH iniciais entre 3,8 e 8,4 (pH final entre 4,5 e 7,5), não

há variações significativas na concentração de Cu, Cd, Pb extraída pelo EDTA nos três

sedimentos considerados. Como se pode verificar na Tabela II.3.4, no caso dos três

sedimentos estudados, as variações entre o valor máximo e mínimo das concentrações

extraídas na gama de pH estudada, são sempre inferiores a 10%. Por outro lado, a Figura

II.3.10 mostra, que no caso do sedimento 4B, não existe qualquer tendência regular da

quantidade de metais extraídas em aumentar ou diminuir com o aumento do pH. Assim

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

66

sendo, é possível concluir que as quantidades máximas extraíveis pelo EDTA são

independentes do pH inicial da solução de EDTA, no intervalo 3,8 < pHinicial < 8,4.

Figura II.3.10: Extracção de Cu, Pb, Cd e Pb pelo EDTA (0,05 M) com vários valores de pH inicial; m/V = 0,15 kg.L-1; Sedimento 4B .

1 5

1 7

1 9

2 1

2 3

2 5

3 4 5 6 7 8 9p H in ic ia l

C e x t

(μg /g )

0 ,6 5

0 ,7

0 ,7 5

0 ,8

0 ,8 5

0 ,9

3 4 5 6 7 8 9

p H in ic ia l

C e x t

(μg /g )

C d

1 5 0 0

1 9 0 0

2 3 0 0

2 7 0 0

3 1 0 0

3 5 0 0

3 4 5 6 7 8 9

p H in ic ia l

C e x t

(μg /g )

F e

C u

2 5

2 7

2 9

3 1

3 3

3 5

3 4 5 6 7 8 9

p H in ic ia l

C e x t

(μg /g )

P b

pH inicial

pH inicial

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

67

Tabela II.3.4: Variações máximas das quantidades de Cu, Cd e Pb extraídas pelo EDTA com vários pH nos sedimentos 1B, 2B e 4B.

Cu Cd Pb

Sedimento 1B 5,0 % 7,8 % 5,7 %

Sedimento 2B 9,9 % 7,2 % 10,0 %

Sedimento 4B 4,4 % 5,5 % 5,3 %

No entanto, no caso do ferro, a concentração extraída , para os três sedimentos estudados,

começa a diminuir a partir de pHinicial = 5,6. Isto poderá ser devido ao facto deste metal se

encontrar no sedimento, em grande parte, sob a forma de hidróxidos (Valega, 2002). Logo, a

reacção química envolvida na extracção do ferro pelo EDTA (Y) deverá ser:

n)H-(3 Y H (solido) Fe(OH) -n)-(4n3

+++ O H3 FeY 2+ (II.3.7)

Assim, quando o pH aumenta, a reacção encontra-se fortemente deslocada no sentido

indirecto, ou seja, a quantidade de Fe extraído pelo EDTA diminui.

Em conclusão, a quantidade de Cu, Cd e Pb extraído pelo EDTA é independente do pH,

numa gama de valores [3,8 – 8,4]. No entanto, a quantidade de Fe extraído pelo EDTA

começa a diminuir a partir de pHinicial > 5,6 confirmando os resultados apresentados na secção

II.3.2.3.

II.3.2.4.2.2. Influência do pH inicial sobre a variação do pH da solução de extracção

Na Figura II.3.11 está representado o pH final da solução de EDTA em função do pH inicial

para os sedimentos 1B, 2B, 3B e 4B. De uma forma geral, para pHinicial < 7,0, quanto maior é o

valor do pH inicial, menor é a variação do pH da solução de extracção. É de notar que, para

valores iniciais de pH inferiores a 6,0, o pH aumenta ao longo da extracção, enquanto que

para valores iniciais superiores a 6,0, o pH diminui. No entanto, como se constatou na secção

anterior, estas variações não têm nenhum efeito sobre a quantidade de metais vestigiais

extraídos.

Como é possível ver na Tabela II.3.5, a variação do pH é mínima para valores de pHinicial

próximos de 6,0, para os quatro sedimentos estudados. Recomenda-se, portanto, a utilização

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

68

de uma solução de EDTA de pH inicial igual a 6,0, de modo a minimizar as variações de pH

durante a extracção.

É ainda de notar que as variações de pH da solução de extracção têm uma amplitude idêntica

em todos os sedimentos estudados. Conclui-se, então, que a variação de pH deve-se somente à

extracção dos metais, e não a própria constituição do sedimento, nomeadamente da presença

de compostos orgânicos ou inorgânicos que poderiam fazer variar o pH.

Figura II.3.11: Variação do pH durante a extracção dos metais pelo EDTA.- ο: sedimento 1B; Δ: sedimento 2B; : sedimento 3B; ◊ : sedimento 4B.

Tabela II.3.5: Variação de pH durante a extracção de metais pelo EDTA (0,05 M) com diferentes valores de pHinicial , no caso dos sedimentos 1B, 2B, 3B e 4B.

pHinicial Sedimento 1B Sedimento 2B Sedimento 3B Sedimento 4B

3,8 27,2 % 27,3 % 22 ,1% 26,6 %

4,5 9,0 % 12, 6 % 2,9 % 9,6 %

5,6 4,3 % 1,6 % 8,4 % 8,6 %

6,0 2,0 % 0,2 % 5,8 % 6,3 %

6,4 2,0 % 0,8 % 5,6 % 7,1 %

7,0 3,1 % 1,0 % 1,0 % 6,0 %

8,4 12,3 % 8,2 % 11,4 % 16,8 %

pH final = pH inicial

0

2

4

6

8

10

12

0 2 4 6 8 10 12

pH inicial

pH final

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

69

II.3.2.4.2.3. Conclusão

O estudo de extracção pelo HNO3 permitiu concluir que a extracção dos metais vestigiais pela

acção do protão só ocorre quando o valor do pH final das soluções de extracção é inferior a

4,0. No caso da extracção na presença de EDTA, uma solução de EDTA com um pH inicial

de valor igual a 6,0 minimiza as variações de pH durante a extracção sem afectar a quantidade

de Cu, Cd e Pb extraída. Em conclusão, um valor de pH inicial da solução de EDTA igual a

6,0 garante uma variação mínima do pH e uma extracção máxima dos metais vestigiais pelo

EDTA, sem qualquer extracção competitiva por parte do protão.

II.3.2.5. Capacidade de extracção do EDTA

De acordo com os resultados das secções precedentes, uma solução de EDTA de

concentração igual a 0,05M e de pH inicial com valor entre 5,5 e 6,0, utilizada numa razão

m/V de 0,15 kg.L-1 permite alcançar a capacidade óptima de extracção pelo EDTA do Cd, Cu

e Pb em sedimentos, sem qualquer extracção competitiva do H+, nem variações significativas

de pH durante a extracção.

Tendo em consideração estes resultados, procedeu-se, com estas condições experimentais, a

extracção, pelo EDTA, do cobre, cádmio, chumbo e ferro em quatro amostras de sedimento

(1B, 2B, 3B e 4B) de modo a avaliar a capacidade de extracção do EDTA. É de referir que o

valor de pH escolhido para este trabalho foi de 4,5. Embora não seja o valor óptimo no caso

do cobre, do cádmio e do chumbo, uma vez que provoca um ligeiro aumento das variações de

pH, escolheu-se este valor porque permite maximizar a extracção dos três metais estudados e

ainda a extracção do Fe.

Na Tabela II.3.6 apresentam-se os valores médios da concentração, por grama de sedimento,

de Cd, Cu, Pb e Fe extraída Cext.. Foram realizadas duas réplicas para cada amostra de

sedimento; a variação de valores entre réplicas é sempre inferior a 8 %. De modo geral, o

EDTA extrai entre 50 e 80 % da quantidade total de cada metal presente no sedimento. Logo

é possível considerar que o EDTA extrai uma fracção significativa dos metais presentes no

sedimento sendo, por essa razão, um bom agente de extracção apropriado para os estudos

cinéticos que se pretendem realizar.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

70

Tabela II.3.6: Capacidade de extracção do EDTA: comparação da concentração total de metal e da concentração de metal extraído pelo EDTA (0,05M); pH = 4,5 e m/V = 0,15 kg.L-1. Cext : Concentração de metal extraído pelo EDTA (μg/g), Ctot : Concentração total de metal (μg/g) e %ext : percentagem de metal extraído.

Metal Cu Pb Cd Fe

Cext 25,1 27,7 0,94 3590

Ctot 43,0 52,2 1,17 7280 Sedimento 1B

%ext 58,4 53,0 80,0 49,3

Cext 23,8 28,1 0,99 4190

Ctot 48,9 53,7 1,35 8470 Sedimento 2B

%ext 48,7 52,5 70,4 49,5

Cext 17,1 21,3 0,75 3380

Ctot 29,8 42,7 0,99 6400 Sedimento 3B

%ext 57,4 49,8 75,6 59,1

Cext 18,8 27,1 0,79 2860

Ctot 29,8 47,3 1,08 4780 Sedimento 4B

%ext 63,1 57,4 73,1 59,8

II.3.2.6. Conclusão preliminar

Os resultados obtidos nestes estudos, de optimização do método de extracção pelo EDTA de

metais em sedimentos, permitiram determinar as seguintes condições de extracção óptimas:

[EDTA] = 0,05 M

razão m/V = 0,15 kg.L-1

pH inicial = 6,0

Estas condições experimentais foram as condições utilizadas em todos os trabalhos

posteriores sobre fraccionamento de metais vestigiais do sedimento.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

71

II.3.3. Comparação de dois protocolos de extracção

O estudo apresentado na secção II.3.2 permitiu determinar as melhores condições

experimentais para a extracção de metais pelo EDTA em sedimentos em condições de

equilíbrio entre o sedimento e a solução de extracção. Nesta segunda parte, serão comparados

dois protocolos frequentemente utilizados em estudos cinéticos de extracção de metais em

solos ou sedimentos.

II.3.3.1. Descrição dos protocolos

São geralmente utilizados dois protocolos nos estudos de fraccionamento de metais em solos

e sedimentos. No protocolo I, é utilizado apenas um frasco no qual é colocado uma mistura

sedimento/EDTA numa razão m/V = 0,15 kg.L-1. A mistura é agitada mecanicamente e são

retiradas alíquotas em vários períodos pré-definidos. As alíquotas removidas são

imediatamente filtradas, pelo que se pode considerar que a extracção do sedimento é

interrompida no momento da recolha da alíquota. Desta forma, obtêm-se várias fracções da

solução de extracção correspondentes a diferentes tempos de extracção. Este protocolo tem

sido utilizado por vários autores (Lin e Chen, 1998; Yu e Klarup,1994) em estudos de

remobilização de metais em sedimentos. No protocolo II são utilizados vários frascos, nos

quais é agitada uma mistura sedimento/EDTA numa razão m/V = 0,15 kg.L-1. Cada frasco é

agitado durante um tempo diferente, ao fim do qual a solução de EDTA é filtrada, o que

permite obter uma solução de EDTA para cada tempo de extracção. Ghestem (1997) utilizou

este protocolo em estudos de extracção de metais em solos.

Estes dois protocolos foram sempre utilizados separadamente e nunca foram comparados,

tanto em termos quantitativos (quantidades de metais vestigiais extraídos), como em termos

qualitativos (facilidade de execução). Assim, no presente trabalho, procedeu-se à sua

comparação de modo a determinar qual dos dois protocolos é o mais eficiente. Para esse

efeito, seguiu-se ao longo do tempo a extracção pelo EDTA do Cu, do Cd, do Pb e do Fe no

sedimento 4B com os dois protocolos. Foram realizadas quatro réplicas (duas réplicas em dois

dias diferentes), com cada um dos protocolos. As condições experimentais utilizadas foram as

condições descritas na secção II.3.2.6. As Figuras II.3.12 e II.3.13 apresentam as curvas de

extracção obtidas com o protocolo I e com o protocolo II.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

72

Figura II.3.12: Curvas de extracção pelo EDTA do cobre e do chumbo do Sedimento 4B em função do tempo usando os protocolos I e II. [EDTA] = 0,05 M, pHinicial = 6,0 e m/V = 0,15 kg.L-1.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

0 10 20 30Tempo (h)

Cext

(μg/g)

4

6

8

10

0 0,6 1,2

Cu - Protocolo I

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

4

6

8

10

0 0,6 1,2

Cu - Protocolo II

12

14

16

18

20

22

24

26

28

30

32

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

1416182022

0 0,6 1,2

Pb - Protocolo I

12

14

16

18

20

22

24

26

28

30

32

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

Pb - Protocolo II

1416182022

0 0,6 1,2

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

73

Figura II.3.13: Curvas de extracção pelo EDTA do cadmio e do ferro do Sedimento 4B em função do tempo usando os protocolos I e II. [EDTA] = 0,05 M, pHinicial = 6,0 e m/V = 0,15 kg.L-1.

0,65

0,7

0,75

0,8

0,85

0,9

0,95

1

1,05

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

0,6

0,7

0,8

0,9

0 0,6 1,2

Cd - Protocolo I

0,65

0,7

0,75

0,8

0,85

0,9

0,95

1

1,05

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

Cd - Protocolo II

0,6

0,7

0,8

0,9

0 0,6 1,2

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

0200400

600800

0 0,6 1,2

Fe - Protocolo I

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

Fe - Protocolo II

0200400600800

0 0,6 1,2

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

74

De uma forma geral, a concentração de metais extraídos aumenta com o tempo de extracção.

As curvas de extracção apresentam, ainda, duas regiões bem distintas: uma primeira, para

tempos de extracção inferiores a duas horas, na qual ocorre uma remobilização rápida dos

metais pelo EDTA e uma segunda, onde a extracção é muito mais lenta. Este tipo de curva de

extracção foi já observado por vários autores em estudos de extracção de metais em solos

(Davis e Upadhyaya, 1996; Nowack et al., 1996) e sedimentos (Samanidou e Fytianos, 1990; Yu e

Klarup, 1994). Estas curvas serão descritas com mais detalhe no capítulo II.4. Com base nestes

resultados experimentais, os dois protocolos foram comparados em termos de variabilidade,

de quantidades extraídas e de variação do pH da solução de extracção.

II.3.3.2. Comparação da variabilidade dos protocolos

Na Figura II.3.14 estão apresentadas de curvas de extracção obtidas com cada um dos

protocolos no caso do Cu, do Cd, do Pb e do Fe. Os valores apresentados são a média e o

desvio padrão de quatro réplicas (duas réplicas em dois dias diferentes) no caso do Cu, do Cd

e do Pb e de duas réplicas (duas experiências realizadas em dois dias diferentes) no caso do Fe.

Numa primeira análise desta Figura, verifica-se que os resultados obtidos com o protocolo I

apresentam uma maior variabilidade, nomeadamente no caso do Cu, Pb e Fe. De forma a

comparar com mais rigor a variabilidade dos resultados obtidos com os dois protocolos,

realizou-se um estudo estatístico dos resultados obtidos com cada um dos protocolos. Para

esse efeito, determinou-se o desvio padrão comum aos 13 tempos de extracção SC , o qual é

definido por (Lang-Michaut, 1990):

(n, p)CW

SC = com ∑=p

W(t) W (II.3.18)

onde W é a média dos valores da variação máxima entre réplicas, C(n,p) é um parâmetro

estatístico tabelado (Lang-Michaut, 1990) que depende do número de réplicas (n) realizadas para

cada uma das (p) medições e W(t) é a amplitude da concentração de metal extraído por grama

de sedimento Cext(t) entre as várias réplicas realizadas para cada tempo de extracção:

)(textC(t)ext CW(t) minmax −= (II.3.19)

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

75

Como foram realizadas quatro réplicas para cada um dos 13 tempos de extracção, tem-se n =

4 e p = 13.

Figura II.3.14: Variabilidade das quantidades de Cu, Cd, Pb e de Fe extraídas pelo EDTA com os protocolos I (o) e II (∆); média e desvio padrão de 4 réplicas realizadas com o sedimento 4B. [EDTA] = 0,05 M, pHinicial = 6,0, m/V = 0,15 kg.L-1.

4

6

8

10

12

14

16

18

0 5 10 15 20 25 30Tempo (h)

Cext

(μg/g)

4

6

8

10

0 0,6 1,2

Cu

14

16

18

20

22

24

26

28

30

0 10 20 30Tempo (h)

Cext

(μg/g)

13

16

19

22

0 0,6 1,2

Pb

0,65

0,7

0,75

0,8

0,85

0,9

0,95

1

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

0,67

0,74

0,81

0,88

0 0,6 1,2

Cd

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

100

400

0 0,6 1,2

Fe

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

76

Antes de determinar o valor de SC, foi necessário verificar se as amplitudes W(t) obtidas para os

vários tempos de extracção eram homogéneas. Para esse efeito, foi utilizado um teste

equivalente ao teste de Hartley, designado por teste da amplitude (Lang-Michaut, 1990). Calculou-se

o valor da razão r definida por:

minmax

W(t) W(t) r = (II.3.20)

e comparou-se o valor obtido com um valor tabelado (Lang-Michaut, 1990). No caso do Fe ,

como só foram realizadas duas réplicas, o calculo do valor de r foi feito segundo outra

fórmula: ∑

=W(t)

W(t) r max (II.3.21)

Se o valor de r calculado for superior ao valor tabelado, significa que não existe

homogeneidade nas amplitudes obtidas para os vários tempos de extracção. Neste caso, é

necessário analisar o conjunto de dados obtidos e determinar se existem alguns tempos de

extracção que conduzem a variações muito superiores. No caso em que o valor de r calculado

for inferior ao valor tabelado, então pode concluir-se que as amplitudes da concentração de

catião metálico extraído obtidas com os 13 tempos de extracção, são homogéneas (Lang-

Michaut, 1990).

Na Tabela II.3.7 apresentam-se os valores de r calculados no caso dos protocolos I e II. O

valor tabelado é igual a 19,66 no caso do Cu, do Cd e do Pb e a 0,29 no caso do Fe. Logo, é

possível concluir que as amplitudes aqui determinadas são homogéneas e podem ser utilizadas

para avaliar o desvio padrão comum SC (Lang-Michaut, 1990).

Tabela II.3.7: Comparação dos protocolos de extracção - valor de r calculado para cada protocolo.

Cu Pb Cd Fe

Protocolo I 4,07 3,38 8,40 0,27

Protocolo II 12,94 11,62 3,99 0,18

Valor de r tabelado 19,66 19,66 19,66 0,29

O desvio padrão comum foi determinado no caso da extracção de cada um dos metais

estudados e para cada protocolo. Desta forma foi possível comparar, para um mesmo metal, o

desvio padrão comum obtido com cada um dos protocolos e determinar qual dos dois tem a

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

77

menor variabilidade a nível de resultados. Como se pode verificar na Tabela II.3.8, o valor de

SC obtido para o protocolo I é sempre superior ao valor obtido para o protocolo II, excepto

no caso do Cd.

Tabela II.3.8: Valores do desvio padrão comum Sc obtidos no caso da extracção pelo EDTA de Cu, Cd, Pb e Fe do sedimento 4B com os dois protocolos de extracção.

Metais Protocolo I Protocolo II

Cu 67,3×10-2 33,4×10-2

Pb 1,06 59,0×10-2

Cd 2,91×10-2 3,57×10-2

Fe 62,8 12,4

O teste de Fischer-Snedecor foi utilizado para comparar os valores da variância, SC2, de cada

protocolo e verificar se os valores são estatisticamente diferentes. Para isso, calculou-se o valor

de F definido por (Lang –Michaut, 1990):

222

2

)( )( com IIIII

I

CCC

C SS)(S

)(S F >= (II.3.22)

Este valor de F é posteriormente comparado com um valor tabelado que depende do grau de

probabilidade requerido para o teste. O valor de F tabelado é de 1,82 (P = 0,05) no caso do

Cu, do Cd e do Pb (quatro réplicas) e de 2,82 (P = 0,05) no caso do Fe (duas réplicas) (Lang –

Michaut, 1990). Se o valor de F calculado for superior ao valor tabelado então pode-se concluir

que )( I 2CS é significativamente superior a 2)( II

CS . A Tabela II.3.9 apresenta os valores de F

calculados e tabelados para cada metal.

Constata-se que, para o Cu, Pb e Fe, a variância do protocolo I é significativamente superior à

do protocolo II. No entanto, no caso do Cd, pode considerar-se que os dois protocolos têm a

mesma variância.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

78

Tabela II.3.9: Valores calculados e tabelados de F no caso do Cu, do Pb, do Cd e do Pb(teste de Fischer –Snedecor)

Valor de F Cu Pb Cd Fe

Calculado 4,06 3,23 1,58 25,6

Tabelado (Lang –Michaut, 1990) 1,82 1,82 1,82 2,82

Estas diferenças de variabilidade dos resultados obtidos com os dois protocolos podem ser

explicadas considerando as diferenças operacionais existentes entre os protocolos ou seja, o

tipo de agitação, o modo de recolha das aliquotas e, ainda, a variação da razão m/V . Assim, a

primeira grande diferença entre os dois protocolos é o facto de se ter uma agitação contínua

no caso do protocolo II, enquanto que no protocolo I a agitação é interrompida sempre que

se recolhe uma amostra. Efectivamente, a eficiência da extracção dos metais vestigiais pelo

EDTA diminui sempre que a agitação da mistura sedimento/EDTA é interrompida, devido à

diminuição da transferência de massa do sedimento para a solução (Fangueiro et al., 2002). Por

outro lado, o tempo necessário à recolha de uma alíquota poderá variar de uma recolha para

outra, pelo que estas interrupções representam uma fonte importante de variabilidade na

quantidade de metal extraído (Fangueiro et al., 2002).

No caso do cádmio, estas interrupções não parecem ter nenhum efeito significativo sobre a

variabilidade dos resultados. Como se verificou na secção II.3.2.5, este metal é extraído com

muito mais facilidade do que o Cu, o Pb ou o Fe. Deste modo, a agitação da mistura

sedimento/EDTA terá um efeito muito pouco notório sobre a quantidade de Cd extraído

pelo EDTA e, consequentemente, a descontinuidade da agitação da mistura

sedimento/EDTA não induz qualquer variabilidade nos resultados obtidos com este metal.

A variação da razão m/V no caso do protocolo I é outro factor importante a considerar. No

protocolo II, a razão m/V é conhecida e constante ao longo da extracção. No entanto, no

caso do protocolo I, apesar de haver sempre um grande cuidado em recolher uma mistura

homogénea com o objectivo de manter a razão m/V constante, poderá ter acontecido que a

razão m/V variasse, nomeadamente no caso dos tempos de extracção mais longos. De forma

a confirmar esta hipótese, foi calculada a variação da razão m/V no caso de um erro negativo

de 5 % no valor da massa de sedimento recolhido em cada alíquota. Verificou-se, nesse caso,

que a variação da razão m/V aumenta com o número de alíquotas recolhidas, podendo atingir

os 10 % para as últimas alíquotas. Esta variação introduz um erro significativo nos resultados,

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

79

uma vez que a concentração de metal extraído por grama de sedimento é calculada a partir da

seguinte fórmula:

mV

CC SolSed ×= (II.3.23)

em que CSed é a concentração de metal por grama de sedimento e CSol a concentração de metal

na solução de EDTA, determinada por FAAS.

Neste cálculo, a razão m/V é considerada constante. Logo, no caso do protocolo I, a

concentração de metal extraído por grama de sedimento será afectada de uma maior

variabilidade devido ao erro que se introduz no cálculo de CSed provocado pelas variações de

m/V.

No protocolo II, a agitação da mistura sedimento/EDTA é contínua e a razão m/V dessa

mistura é constante pelo que todas as fontes de variabilidade acima descritas são eliminadas. O

protocolo II representa, assim, uma melhor escolha em termos de variabilidade dos resultados.

II.3.3.3. Quantidade de metais extraídos e variação do pH

Como se constatou na secção anterior, os dois protocolos apresentam algumas diferenças,

nomeadamente em termos de agitação, as quais poderão ter, também, influência sobre a

quantidade de metais extraídos com cada protocolo. A Figura II.3.15 representa a correlação

entre a concentração média por grama de sedimento de metais extraídos com os protocolos I

e II. A recta representada em traço descontínuo representa a situação ideal em que as

concentrações extraídas com os dois protocolos são idênticas. A Tabela II.3.10 contêm os

valores do declive, da ordenada na origem e do coeficiente de correlação obtidos para a recta

de correlação Cext (protocolo II) = f (Cext (protocolo I)) no caso do Cu, Cd, Pb e Fe.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

80

Figura II.3.15: Correlação entre as concentrações de Cu, Cd, Pb e Fe extraído pelo EDTA com os protocolos I e II no sedimento 4B. A linha a tracejado representa a situação em que Cext (protocolo I) = Cext (protocolo II).

y = 0,7571x + 2,0939r = 0,9968

5

7

9

11

13

15

17

5 7 9 11 13 15 17

Cext - Protocolo I (μg/g)

Cext

Protocolo II (μg/g)

Cu

y = 0,7261x + 5,1314r = 0,9854

15

17

19

21

23

25

27

29

15 17 19 21 23 25 27 29

Cext - Protocolo I (μg/g)

Cext

Protocolo II (μg/g)

Pb

y = 0,5583x + 0,3677r = 0,9645

0,7

0,75

0,8

0,85

0,9

0,95

0,7 0,75 0,8 0,85 0,9 0,95

Cext - Protocolo I (μg/g)

Cext

Protocolo II (μg/g)

Cd

y = 0,8496x + 114,06r = 0,9982

100

300

500

700

900

1100

1300

100 300 500 700 900 1100 1300

Cext - Protocolo I (μg/g)

Cext

Protocolo II (μg/g)

Fe

y = 0,7571x + 2,094 r = 0,9968

y = 0,85x + 114 r = 0,9982

y = 0,558x + 0,368 r = 0,9645

y = 0,726x + 5 r = 0,9854

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

81

Tabela II.3.10: Parâmetros da recta de correlação entre as quantidades de Cu, Cd, Pb e Fe extraídas com os protocolos I e II; sedimento 4B.

Cu Pb Cd Fe

Declive 0,7571 ± 0,0006 0,726 ± 0,003 0,558 ± 0,003 0,85 ± 0,06

Ordenada na origem 2,094 ± 0,002 5 ± 1 0,368 ± 0,003 114 ± 9

r 0,9968 (P<0,0001) 0,9854 (P<0,0001) 0,9645 (P<0,0001) 0,9982 (P<0,0001)

Para os quatro metais estudados, o declive e a ordenada na origem são estatisticamente

diferentes de 1 e de 0, respectivamente. É, então, possível concluir que a quantidade de catião

metálico extraída depende do protocolo experimental utilizado.

Da observação da Figura II.3.15, é possível distinguir-se duas fases diferentes: uma primeira

fase correspondente a tempos de extracção curtos, para a qual a quantidade de metal extraído

com o protocolo II é maior, e uma segunda fase, para tempos de extracção mais elevados,

para a qual o protocolo I extrai maiores quantidades do que o protocolo II. No caso do Cu,

do Cd e do Pb, a primeira fase corresponde a tempos de extracção inferiores ou iguais a uma

hora enquanto que no caso do Fe, a primeira fase prolonga-se até tempos de 5 horas.

A explicação para este comportamento encontra-se no tipo de agitação da mistura

sedimento/EDTA. Efectivamente, no protocolo I utiliza-se um frasco de um litro para agitar

uma mistura de 60 g de sedimento e 400 mL de EDTA enquanto que no protocolo II,

utilizam-se frascos de 60 mL para agitar misturas de 6 g de sedimento e 40 mL de EDTA. Ter-

se-á, portanto, uma agitação mais intensa no caso do protocolo II. Por outro lado, quanto

maior for a intensidade da agitação, maior será a passagem dos metais do sedimento para a

solução de extracção, pelo que, nos primeiros tempos de extracção, o protocolo II extrai

maiores quantidades de metais do que o protocolo I. No entanto, para tempos de extracção

maiores, no caso do protocolo I, o volume de mistura sedimento/EDTA é já muito menor

devido às várias alíquotas que se foram retirando. No fim da experiência foram retiradas, no

total, 13 alíquotas de 20 mL. O volume de mistura fica, assim, reduzido a 140 mL, o que

corresponde a 14 % da capacidade total do frasco. Desta forma, para tempos de extracção

maiores, a eficiência da extracção no protocolo I é substancialmente aumentada e poderá,

eventualmente, passar a ser superior à do protocolo II. É por esta razão que, com tempos de

extracção elevados, o protocolo I extrai maiores quantidades de metal do que o protocolo II

(Fangueiro et al., 2002).

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

82

Como já foi referido nas secções precedentes, o pH é um parâmetro muito importante na

extracção de metais vestigiais pelo EDTA sendo necessário minimizar as suas variações. Na

Figura II.3.16 estão representadas as curvas de variação do pH em função do tempo de

extracção, obtidas no caso dos protocolos I e II (quatro réplicas para cada protocolo). Pode

observar-se duas zonas distintas: uma primeira para tempos de extracção inferiores a uma

hora, onde as variações de pH ocorridas no caso do protocolo II são menores do que no caso

do protocolo I, e uma segunda fase para tempos maiores, onde as variações de pH são

idênticas com os dois protocolos. Contudo, a variação máxima não ultrapassa uma unidade de

pH, pelo que se pode concluir que o protocolo experimental tem muito pouca influência

sobre a variação de pH durante a extracção.

Figura II.3.16: Variação do pH durante a extracção com o EDTA usando os protocolos I e II. Estão representadas a média de 4 réplicas e o desvio padrão respectivo. +: protocolo I ; ×: protocolo II

-1,4

-1,2

-1

-0,8

-0,6

-0,4

-0,2

00 5 10 15 20 25 30

Tempo (h)

Variação do pH

-1,6

-1,2

-0,8

-0,40 0,3 0,6

Variação do pH

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

83

II.3.4. Conclusão

Os resultados apresentados neste capítulo permitiram determinar as melhores condições

experimentais e estabelecer um protocolo de extracção óptimo para a realização de um

fraccionamento cinético de metais vestigiais em sedimentos.

Primeiro, as condições experimentais para realização de um fracionamento cinético do cobre,

do cádmio e do chumbo em sedimentos por extração com o EDTA, foram optimizadas,

tendo-se definido as seguintes condições de extracção óptimas:

[EDTA] = 0,05 M

razão m/V = 0,15 kg.L-1

pH inicial = 6,0

Comparou-se, depois, dois protocolos de extracção que diferem principalmente pela

intensidade com a qual a mistura sedimento/EDTA é agitada. O processo de agitação parece,

portanto, ser um factor com grande impacto sobre as quantidades de metais extraídos.

Recentemente, Vandevivere et al. (2001) referiram a importância da intensidade da agitação

sobre a velocidade e a extensão da extracção de metais em sedimentos. No caso do protocolo

I, variações na intensidade da agitação têm influência sobre as quantidades de metais extraídos.

O protocolo II permite eliminar completamente este problema e tem, ainda, a vantagem de

induzir menor variabilidade nos resultados experimentais. O protocolo II é, portanto,

recomendado para todos os estudos cinéticos da extracção de metais em sedimentos. Todo o

trabalho de fraccionamento de metais em sedimentos apresentado no próximo capítulos foi

realizado usando este protocolo.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

84

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

85

II.4. Estudo da cinética de extracção pelo EDTA de metais vestigiais em sedimentos

estuarinos: aplicação e comparação de equações e modelos cinéticos

II.4.1. Introdução

O estudo do fraccionamento de metais presentes em concentrações vestigiais em sedimentos é

um dos principais objectivos deste trabalho. Neste capítulo, serão apresentados os resultados

obtidos no estudo da cinética de extracção pelo EDTA de metais vestigiais em sedimentos,

método escolhido no presente trabalho para determinar o fraccionamento dos metais

vestigiais.

Em primeiro lugar, as curvas de extracção obtidas no caso do cobre, do cádmio e do chumbo

em vários sedimentos foram descritas e analisadas em termos da velocidade de extracção pelo

EDTA. Posteriormente, procedeu-se ao ajuste das curvas de extracção com duas equações

cinéticas, a equação de duas constantes e a equação de Elovich, e com dois modelos cinéticos, o modelo

da difusão e o modelo de duas reacções de primeira ordem. Foi, assim, possível determinar quais destas

equações e destes modelos são mais eficientes para ajustar as curvas de extracção do Cu, Cd e

Pb presente nos sedimentos.

A cinética global da extracção de metais pelo EDTA depende, por um lado, da cinética da

reacção entre o EDTA e os metais, e, por outro lado, do transporte de massa, ou seja, da

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

86

difusão do complexo (Metal/EDTA). No presente estudo considerou-se que o mais lento

destes dois processos determinará a velocidade global da extracção. A comparação dos

resultados obtidos com os dois modelos cinéticos permitirá estimar qual destes dois processos

é predominante nos casos estudados

Os resultados obtidos com o modelo das duas reacções de primeira ordem foram, ainda,

interpretados em detalhe de modo a estabelecer possíveis correlações entre a quantidade de

cobre, cádmio e chumbo presente em cada fracção determinada com este modelo e a

constituição do próprio sedimento.

Todo este trabalho foi realizado com 3 sedimentos (sedimento 1C, 4B e 4C) escolhidos pelo

facto de terem quantidades de matéria orgânica e concentrações de metais (Cu, Cd, Pb, Fe)

muito diferentes.

II.4.2. Descrição e análise das curvas de extracção pelo EDTA do cobre, cádmio e chumbo no sedimento

O protocolo experimental usado neste trabalho foi o protocolo II descrito na secção II.3.3.1.

Em primeiro lugar, foram realizadas 4 réplicas de curvas de extracção para cada metal e cada

sedimento estudados de modo a avaliar a variabilidade dos resultados obtidos com este

protocolo de extracção.

Na Tabela II.4.1, apresentam-se os valores máximos, mínimos e médios do desvio padrão

relativo obtidos para os vários metais e sedimentos estudados. Os valores médios foram

calculados da seguinte forma: para cada um dos 13 tempos de extracção, determinou-se o

valor médio dos desvios padrão relativos das 4 réplicas realizadas e calculou-se posteriormente

a média destes 13 valores.

Como se pode verificar, o valor máximo de desvio padrão relativo obtido foi 21,6 % (chumbo

- Sedimento 4C). No entanto, os valores médios têm todos valores inferiores a 13 %. Note-se

que existem grandes diferenças nos valores obtidos entre sedimentos e entre metais,

nomeadamente no caso do sedimento 4C, sedimento com o qual se registaram os maiores

valores de desvio padrão relativo, independentemente do metal considerado. A variabilidade

dos resultados depende, portanto, não só do protocolo experimental usado, mas também, do

sedimento e do metal considerado.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

87

Tabela II.4.1: Desvio padrão relativo (%) associado às curvas de extracção pelo EDTA do Pb, Cd e Cu nos sedimentos 1C, 4B e 4C (4 réplicas). Os valores apresentados são o valor médio e, entre parênteses, o valor mínimo e o valor máximo.

Metal Sedimento 1C Sedimento 4C Sedimento 4B

Pb 2,2

(1,0 - 3,3 ) 10,9

(1,87 - 21,6) 3,1

(0,8 - 11,7)

Cd 4,4

(2,8 - 7,4) 6,7

(2,4 - 12,3) 4,3

(3,7 - 8,9)

Cu 7,2

(5,2 - 9,7) 12,5

(8,3 - 19,5) 3,8

(0,9 - 12,8)

Na Figura II.4.1 estão representadas as curvas de extracção pelo EDTA do Cu, Cd e Pb nos

sedimentos 1C e 4C. Os valores apresentados nesta Figura são a média e o desvio padrão de 4

réplicas. Importa recordar que o sedimento 1C tem níveis de concentração em metais e em

matéria orgânica elevados, enquanto que o sedimento 4C apresenta níveis mais baixos.

De um modo geral, as curvas de extracção apresentam todas a mesma tendência: a quantidade

de metal extraído aumenta com o tempo de extracção até atingir um patamar para os tempos

maiores. Contudo, é possível distinguir, nestas curvas, duas zonas bem distintas. Uma

primeira, para tempos de extracção curtos, inferiores a 0,5 horas, na qual a quantidade de

metal extraído pelo EDTA aumenta muito rapidamente. Esta primeira fracção deverá

corresponder a metais rapidamente extraídos do sedimento pelo EDTA. Assim, estes metais

deverão estar presentes sob a forma de espécies químicas que são facilmente extraídas pelo

EDTA, nomeadamente, a fracção de metais solúveis ou moderadamente adsorvidos no

sedimento (Jones e Turki, 1997; Rauret, 1998 ).

Distingue-se, ainda, uma segunda região para tempos de extracção entre 0,5 e 24 horas, na

qual a quantidade de metais extraídos aumenta mais lentamente. Esta segunda fracção de

metais, extraída pelo EDTA de forma mais lenta, deverá estar presente no sedimento sob

forma de espécies químicas, nomeadamente complexos, que necessitam de mais tempo para se

dissociarem e libertar os metais que são depois complexados pelo EDTA. Este tipo de curvas

de extracção, compostas por duas fases bem distintas, foi já observado em vários estudos de

remobilização e extracção de metais em sedimentos (Bordas e Bourg, 1998; Chen et al., 1998; Yu e

Klarup, 1994)

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

88

Figura II.4.1: Curvas de extracção pelo EDTA ( 0,05 M; pH= 6,0) do Cu, Cd e Pb nos sedimentos 1C e 4C; valores médios de 4 réplicas e desvios padrão respectivos.

S e d im e n to C 1

1 1 0

1 1 5

1 2 0

1 2 5

1 3 0

1 3 5

1 4 0

1 4 5

1 5 0

0 1 0 2 0 3 0

Tem po (h)

C e xt

(μg/g)

1 1 0

1 2 0

1 3 0

0 0 ,5 1

P b

S e d im e n to C 4

1 5

1 7

1 9

2 1

2 3

2 5

2 7

2 9

0 1 0 2 0 3 0

Tem po (h)

C e xt

(μg/g)

1 2

1 5

1 8

2 1

2 4

0 0 ,5 1

P b

S e d im e n to 1 C

1

1 ,5

2

2 ,5

3

3 ,5

0 1 0 2 0 3 0

Tem po (h)

C e xt

(μg/g)

1 ,2

1 ,4

1 ,6

1 ,8

2

0 0 ,5 1

C d

S e d im e n to 4 C

0 ,3

0 ,4 5

0 ,6

0 ,7 5

0 ,9

1 ,0 5

0 1 0 2 0 3 0

Tem po (h)

C ex t

(μg /g )

0 ,3

0 ,4

0 ,5

0 ,6

0 ,7

0 0 ,5 1

C d

Sedimento 1C

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 10 20 30

Tem po (h)

Cext

(μg/g)

10

15

20

25

0 0,5 1

Cu

Sedimento 4C

0

5

10

15

20

25

0 10 20 30

Tem po (h)

Cext

(μg/g)

3

5

7

0 0,5 1

Cu

Sedimento 1C Sedimento 4C

Sedimento 1C Sedimento 4C

Sedimento 1C Sedimento 4C

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

89

Os metais rapidamente extraídos pelo EDTA poderão ser considerados como os metais que

irão migrar com mais facilidade para a coluna de água. Assim, esta fracção poderá ser

considerada como a mais nociva para o meio ambiente devido ao risco potencial de vir a

contaminar a cadeia animal e vegetal. Por essa razão, as quantidades de metais extraídas na

primeira hora foram analisadas mais em detalhe.

Na Tabela II.4.2 apresentam-se as percentagens de metal extraído pelo EDTA, após uma hora

de extracção, no caso dos 3 sedimentos aqui estudados. As percentagens são calculadas

relativamente à quantidade total extraída pelo EDTA ao fim de 24 horas de extracção. Além

dos 3 metais vestigiais considerados neste estudo (Cu, Cd e Pb), são, também, apresentados os

resultados obtidos no caso do Fe.

Como é possível verificar, para os 3 sedimentos considerados, são extraídos mais de 55 % do

cádmio e mais de 70 % do chumbo na primeira hora. No caso do cobre, estes valores foram

de cerca de 35 % nos sedimentos 1C e 4C e 61% no sedimento 4B.

Tabela II.4.2: Percentagem de metal extraído pelo EDTA após uma hora de extracção

Consequentemente, é possível dizer que o cobre é, dos três metais aqui estudados, o mais

lentamente extraído pelo EDTA (estas diferenças poderão ser explicadas pela diversidade das

ligações estabelecidas por cada um destes três metais com o sedimento). Logo, é possível

concluir que o cobre estabelece ligações menos lábeis com os ligandos do sedimento do que o

chumbo ou o cádmio. Segundo Fan et al. (2002), o cobre forma, com grande facilidade,

complexos estáveis com a matéria orgânica presente no sedimento, enquanto que o chumbo

encontra-se maioritariamente ligado aos óxidos de ferro e manganês, assim como aos

carbonatos. Por outro lado, o cobre e o cádmio podem, também, ser complexados pelos

carbonatos (Davis, 1984). Esta conclusão está, também, de acordo com os resultados obtidos

na secção II.3.2.4.1 em que foram apresentadas as extracções destes 3 metais com HNO3.

Sedimento 1C Sedimento 4B Sedimento 4C

Pb 91,6 % 74,5 % 73,7 %

Cu 33,7 % 60,9 % 35,9 %

Cd 56,9 % 91,3 % 66,0 %

Fe 58,2 % 49,2 % 37,4 %

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

90

Verificou-se que a extracção do cobre exige a utilização de concentrações em H+ muito

superiores às que podem ser utilizadas no caso do cádmio, o que indica que o cobre

estabelece, com o sedimento, ligações menos lábeis do que o cádmio.

As quantidades de metal extraído na primeira hora dependem ainda do sedimento

considerado. Como é possível verificar na Tabela II.2.1, os sedimentos utilizados têm

composições muito diferentes, nomeadamente em termos de concentração de matéria

orgânica e de ferro. Os resultados obtidos, com o sedimento 4B no caso do cobre e do

cádmio, são muito próximos dos resultados obtidos por Bordas (1998) num estudo da cinética

de extracção do Cu, Cd e Pb com EDTA (0,01 M) em sedimentos com quantidades de Fe e de

matéria orgânica idênticas às encontradas no sedimento 4B. Nota-se, ainda, que as quantidades

de chumbo extraídas pelo EDTA na primeira hora são similares nos sedimentos 4B e 4C

(~74%) mas inferiores à quantidade extraída no sedimento 1C, no qual mais de 90% do

chumbo é extraído na primeira hora. Da mesma forma, as quantidades de cobre e de cádmio

extraídas nos sedimentos 1C e 4C, na primeira hora, são inferiores as quantidades de cobre e

cádmio extraídas do sedimento 4B.

Estes primeiros resultados permitem concluir que a extracção pelo EDTA do Cu, Cd e Pb nos

sedimentos considerados depende do próprio metal estudado e da constituição do sedimento,

nomeadamente da concentração de ligandos orgânicos e óxidos de Fe e Mn presentes.

II.4.3. Ajuste das curvas de extracção com a equação de duas constantes e a equação de Elovich

A equação de duas constantes e a equação de Elovich foram utilizadas para ajustar as curvas cinéticas

de extracção do Cu, Cd e Pb pelo EDTA, obtidas com 3 sedimentos diferentes. Os critérios

usados para determinar a equação mais eficiente no ajuste das curvas de extracção foram a

ocorrência de valores relativamente elevados do coeficiente de correlação r, associados a

valores de P baixos e valores de erro padrão (SE) baixos. O valor de P corresponde à

probabilidade da hipótese da existência de uma associação entre duas variáveis estar errada.

Logo, quanto menor for o valor de P (valores geralmente inferiores a 0,05), maior será a

probabilidade de existir uma associação entre as duas variáveis. O erro padrão foi calculado

usando a seguinte equação:

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

91

( ) ( )[ ] 502 2,

N - q-q' SE ∑= (II.4.1)

em que q é o valor experimental da concentração de metal extraído ao longo do tempo t, q´ é

o valor, ajustado com a equação, da concentração de metal extraído ao longo do tempo t e N é

o número de pontos da curva de extracção

Refira-se que estes mesmos critérios foram utilizados por vários autores (Chien e Clayton, 1980;

Dang et al., 1994; Havlin et al., 1985).

Em primeiro lugar, serão apresentados e analisados os resultados obtidos com cada uma

destas equações para os 3 metais e os 3 sedimentos considerados. Posteriormente, estes

resultados serão comparados de forma a avaliar qual das duas equações é mais eficiente para

descrever a extracção pelo EDTA do Cu, Cd e Pb nos 3 sedimentos estudados.

II.4.3.1. A equação de duas constantes

A expressão da equação de duas constantes utilizada neste trabalho foi a seguinte:

C = A× t B (II.4.2)

onde C é a concentração de metal extraído (μg/g), A e B são duas constantes e t é o tempo

(h).

O valor destas duas constantes foi determinado por regressão linear, com o programa

informático “Sigma Plot” (Raichu, 2001), para cada metal e cada sedimento usando o conjunto

de dados obtidos nas 4 réplicas realizadas. Na Tabela II.4.3 estão apresentados os valores

destas duas constantes associados à extracção de cada metal em cada sedimento. Nesta Tabela

encontra-se também o valor do coeficiente de correlação r associado a cada caso estudado e o

valor da concentração de metal extraído pelo EDTA ao fim de uma hora. O valor de P

associado foi sempre inferior a 10-4.

O significado físico das duas constantes A e B é pouco claro. No entanto, note-se que a

constante A corresponde à quantidade de metal extraído quando t = 1, ou seja, ao fim de uma

hora. Como é possível verificar na Tabela II.4.3, o valor da constante A obtido nos vários

casos estudados é sempre muito próximo do valor da concentração de metal extraído ao fim

de uma hora.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

92

O coeficiente de correlação r determinado nos vários casos aqui estudados tem um valor

médio de 0,9484. É de notar que os valores de r obtidos no caso do sedimento 1C, o

sedimento com maiores níveis de concentração em metais, são em média mais elevados do

que os valores obtidos com os outros sedimentos. Existem, ainda, diferenças entre os metais

aqui considerados; os valores de r obtidos no caso do cobre são em média sempre superiores

aos valores obtidos nos outros casos. Logo, é possível concluir que a equação de duas

constantes é mais eficaz para ajustar as curvas de extracção do cobre do que as curvas de

extracção do cádmio ou do chumbo, e o ajuste das curvas de extracção com esta equação é

mais eficiente nos casos em que temos concentrações em metais elevadas.

Vários autores (Jopony e Young, 1987; Yu e Klarup, 1994) utilizaram esta equação em estudos de

extracção do cobre em solos e sedimentos onde observaram a sua grande eficiência no ajuste

das curvas de extracção.

Em conclusão, a equação de duas constantes permite um bom ajuste das curvas de extracção

do Cu, Cd e Pb nos sedimentos estudados e, em particular, no caso do cobre.

Tabela II.4.3: Parâmetros obtidos no ajuste das curvas de extracção com a equação de duas constantes: valores das constantes A e B (4 réplicas) e do coeficiente de correlação r. O valor de P é sempre inferior a 10-4. Está também apresentado o valor da concentração de metal extraído ao fim de uma hora.

Sedimento Parâmetro Pb Cu Cd

A 128 25,5 1,91

B 3,6×10-2 32×10-2 16×10-2

r 0,9523 0,9915 0,9873 Sedimento 1C

Cext( t= 1 h) (μg.g-1) 130 ± 3 24,0 ± 1,8 1,84 ± 0,05

A 19,6 9,02 0,811

B 8,0×10-2 16×10-2 4,7×10-2

r 0,9888 0,9946 0,8783 Sedimento 4B

Cext( t= 1 h) (μg.g-1) 19,3 ± 0,2 8,86 ± 0,15 0,812 ± 0,002

A 20,0 6,73 0,546

B 8,4×10-2 29×10-2 13×10-2

r 0,8108 0,9682 0,9638 Sedimento 4C

Cext( t= 1 h) (μg.g-1) 19,9 ± 2,8 6,34 ± 0,61 0,548 ± 0,034

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

93

II.4.3.2. A equação de Elovich

A expressão da equação de Elovich utilizada neste trabalho foi a seguinte:

C= 1/b ln (ab) + 1/b ln (t) (II.4.3)

onde C é a concentração (μg/g) do catião metálico extraído ao tempo t (h) e a e b são duas

constantes.

Os valores das constantes a e b foram determinados por regressão linear para cada metal e

cada sedimento usando o conjunto de dados obtidos nas 4 réplicas realizadas. O valor de P

associado a cada determinação foi sempre inferior a 10-4.

Na Tabela II.4.4 estão representados os valores das constantes a e b determinados para cada

metal em cada sedimento, assim como os valores do coeficiente de correlação r.

Tal como no caso da equação de duas constantes, o significado físico das duas constantes a e b

é pouco claro. Vários autores (Chien e Clayton, 1980; Sharpley, 1983) tentaram definir o

significado destas duas constantes, mas os resultados obtidos foram sempre muito pouco

esclarecedores.

O coeficiente de correlação determinado nos vários casos aqui estudados tem um valor médio

de 0,8536. É de salientar que os valores de r obtidos no caso do sedimento 1C (sedimento

com maiores concentrações em metais) são, em média, mais elevados do que os valores

obtidos com os outros sedimentos, mas não existem diferenças significativas entre os valores

de r obtidos para cada metal.

Uma das aproximações matemáticas necessárias para obter a equação de Elovich impõe que

abt >> 1. É, portanto, necessário verificar se esta condição é respeitada em cada um dos casos

aqui considerados. No caso do cobre e do chumbo, o produto abt é sempre superior a 1 em

qualquer dos sedimentos considerados. No entanto, no caso do cádmio, esta aproximação só

se verifica no caso do sedimento 1C para tempos de extracção superiores a 3 horas.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

94

Tabela II.4.4: Parâmetros obtidos no ajuste das curvas de extracção com o modelo de Elovich: valores das constantes a e b (4 réplicas) e do coeficientes de correlação r. O valor de P é sempre inferior a 10-4.

Sedimento Parâmetro Pb Cu Cd

a 4,93 9,96 0,335

b 129 31,0 2,03 Sedimento 1C

r 0,9532 0,9654 0,9802

a 1,55 1,55 2,07×10-2

b 19,9 9,14 0,820 Sedimento 4B

r 0,9623 0,9869 0,7437

a 1,69 2,18 7,74×10-2

b 20,2 7,90 5,61×10-1 Sedimento 4C

r 0,8001 0,9332 0,9558

É, ainda, de referir que o valor das constantes a e b depende das quantidades extraídas: quanto

maior forem as quantidades extraídas maior será o valor destas duas constantes. Logo, a

equação de Elovich só deverá ser utilizada quando são extraídas quantidades relativamente

elevadas de metal, de forma a satisfazer a condição abt >> 1.

Em conclusão, a equação de Elovich permite ajustar eficientemente as curvas de extracção

pelo EDTA do cobre e do chumbo nos sedimentos estudados. Os resultados obtidos no caso

do cádmio deverão ser considerados separadamente visto não se verificar uma das condições

impostas.

II.4.3.3. Comparação dos resultados obtidos com as duas equações

Foram comparados os resultados obtidos no ajuste das curvas de extracção pela equação de duas

constantes e pela equação de Elovich tendo em consideração os valores do coeficiente de

correlação r e do erro padrão SE obtidos com ambas equações.

A Figura II.4.2 apresenta as curvas de extracção do Cu, Cd e Pb no sedimento 1C obtidas

experimentalmente e as curvas ajustadas com a equação de Elovich e com a equação de duas

constantes. Verifica-se que existe uma boa correlação entre a curva experimental e a curva

ajustada para os três metais no sedimento 1C quando é utilizada a equação de duas constantes.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

95

No entanto, no caso da equação de Elovich a correlação entre os dados experimentais e

ajustados não é tão perfeita como no caso da equação de duas constantes.

Na Tabela II.4.5 estão apresentados os valores do erro padrão SE determinado com cada

equação para os 3 metais estudados nos 3 sedimentos.

Como é possível verificar, o valor do erro padrão associado a equação de Elovich é sempre

muito próximo do valor de SE associado a equação de duas constantes. No entanto, apesar do

valor de P ser sempre inferior a 10-4 com ambas equações, o coeficiente de correlação obtido

com a equação de duas constantes tem um valor médio igual a 0,9484 enquanto que o valor

médio obtido com a equação de Elovich é igual a 0,9201. Estes resultados permitem, portanto,

concluir que a equação de duas constantes é mais eficiente para ajustar as curvas de extracção

pelo EDTA do Cu, Cd e Pb nos sedimentos estudados. Deve-se, no entanto, referir que a

utilidade destas equações cinéticas nunca foi demonstrada. Tendo em consideração que as

constantes com elas determinadas não têm qualquer significado físico, estas equações poderão

ser úteis apenas para prever a quantidade extraída de metal, para tempos não estudados

experimentalmente. Assim, a sua utilidade continua a ser limitada e questionável.

Tabela II.4.5: Valores do erro padrão SE (μg.g-1) determinado no caso da equação de duas constantes e da equação de Elovich.

Sedimento Equação Pb Cu Cd

Elovich 1,11 5,13 12,1×10-3 Sedimento 1C

Duas constantes 2,77 2,45 9,87×10-2

Elovich 0,75 0,31 1,20×10-2 Sedimento 4B

Duas constantes 0,44 0,29 3,88×10-2

Elovich 0,80 0,93 0,96 Sedimento 4C

Duas constantes 0,81 0,97 0,96

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

96

Figura II.4.2: Curvas experimentais de extracção cinética pelo EDTA (0,05 M; pH=6,0) do Cu, Cd e Pb no sedimento 1C e ajuste pela equação de duas constantes (_____) e pela equação de Elovich (-----).

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

10

15

20

25

0 0,5 1

Cu

1

1,5

2

2,5

3

3,5

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

1,2

1,4

1,6

1,8

2

0 0,5 1

Cd

110

115

120

125

130

135

140

145

150

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

110

115

120

125

130

135

0 0,5 1

Pb

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

97

II.4.4. Modelo da difusão

O modelo da difusão foi já apresentado e descrito em detalhes na secção II.1.4.2.1. Este modelo

assume que o factor limitante da extracção é a difusão do complexo M/EDTA. A equação do

modelo utilizada foi a seguinte:

( )tk -n n

- ML

ML

n

t 222

8

1

161 exp∑=∞

=π

com k= Dπ2 / a2 (II.4.4)

onde D é o coeficiente de difusão, a o raio da esfera, t o tempo, k uma constante, MLt e

ML∞ a quantidade de complexo ML que difunde do interior para o exterior da partícula de

sedimento ao tempo t e ao tempo infinito, respectivamente.

Esta equação não permite determinar directamente o coeficiente de difusão do complexo

M/EDTA, mas sim o valor de Dπ2/a2, pelo que só será possível determinar o coeficiente de

difusão se o valor de a for conhecido. Assim sendo, o modelo da difusão foi utilizado neste

trabalho apenas para ajustar as curvas de extracção e verificar se a difusão do complexo

M/EDTA é o factor limitante da extracção pelo EDTA do Cu, do Cd e do Pb nos sedimentos

estudados.

Na Tabela II.4.6 estão apresentados os valores da constante k, do coeficiente de correlação r e

do erro padrão SE, obtidos para o Cu, o Cd e o Pb nos 3 sedimentos estudados. O valor de P

associado foi sempre inferior a 10-4. Estes valores foram determinados por regressão não

linear, com o programa informático “Sigma Plot” (Raichu, 2001), usando o conjunto de valores

obtidos nas 4 réplicas realizadas.

A equação (II.4.4) utilizada neste trabalho é uma aproximação da equação (II.1.8) em que o

desenvolvimento da série foi limitado a n=8. Como foi observado na secção I.1.4.2.1.2, para

valores de n superiores a 8 e para D/a2 = 9×10-4 h-1, o erro sobre o valor obtido devido à

aproximação utilizada é sempre inferior a 1%. No entanto, esta aproximação poderá não ser

válida para os valores D/a2 obtidos no presente trabalho. Determinou-se, portanto, o valor do

erro sobre o valor de MLt/ML∞ obtido com n = 8 para o valor máximo e para o valor mínimo

de D/a2 obtido neste trabalho. Como é possível verificar na Tabela II.4.7, a aproximação

utilizada induz um erro máximo de 1% sobre o valor de MLt/ML∞ determinado para qualquer

dos tempos considerados, quando se consideram os valores máximos e mínimos de D/a2 aqui

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

98

determinados. Em conclusão, os resultados obtidos no presente trabalho verificam as

condições necessárias à aplicação da equação do modelo da difusão escolhida (equação II.4.4).

Os valores de r apresentados na Tabela II.4.6 são, de uma forma geral muito baixos; o valor

médio entre os 3 sedimentos e os 3 metais estudados é igual a 0,740. Por outro lado, o valor

médio do erro padrão SE é bastante elevado nomeadamente no caso do sedimento 1C. Estes

valores baixos de r em conjunto com valores elevados de SE permitem concluir que o modelo

da difusão não é adequado para descrever a extracção pelo EDTA do Cu, Cd e Pb nos

sedimentos estudados em todo o intervalo de tempos considerado (0-24 horas).

Tabela II.4.6: Valores da constante k = Dπ2/a2 (h-1), do coeficiente de correlação r e do erro padrão SE (μg.g-1) determinados no caso do modelo da difusão. O valor de P é sempre inferior a 10-4.

Sedimento Parâmetro Pb Cu Cd

k 16,26 10,31×10-2 13,04×10-1

r 0,5217 0,9789 0,8686 Sedimento 1C

SE 7,74 3,87 0,309

k 4,827 1,355 11,95

r 0,6618 0,9111 0,5140 Sedimento 4B

SE 2,23 1,16 6,97×10-2

k 5,327 13,06×10-2 19,31×10-1

r 0,4429 0,9224 0,8374 Sedimento 4C

SE 3,35 1,63 7,67×10-2

Tabela II.4.7: Erro do modelo da difusão associado ao valor de MLt/ML∞ determinado para vários valores de t com n=8 e os valores máximos e mínimos de D/a2 aqui determinados.

t Erro sobre o valor obtido com n = 8

e o valor máximo de D/a2 determinado (1,648 h-1 )

Erro sobre o valor obtido com n = 8 e o valor mínimo de D/a2

determinado (1,045×10-2h-1 )

0 ± 1,02 % ± 1,02 %

0,2 ± 0 % ± 0,294 %

1 ± 0 % ± 1,73×10-3 %

5 ± 0 % ± 0%

10 ± 0 % ± 0 %

24 ± 0 % ± 0 %

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

99

Na Figura II.4.3, estão apresentadas as curvas experimentais de extracção pelo EDTA do Cu,

Cd e Pb no sedimento 4C assim como as curvas ajustadas com a equação (II.4.4) do modelo

da difusão. As diferenças existentes entre os valores experimentais e os valores ajustados são

neste caso bem significativas e vêm confirmar as conclusões anteriores.

Yu e Klarup (1994) utilizaram a equação (II.1.8) num estudo da extracção cinética de Cu, Zn,

Fe e Mn em sedimentos contaminados com tempos de extracção mais curtos (0-10 horas).

Constataram que esta equação do modelo da difusão permite um bom ajuste das curvas de

extracção do Fe mas que a correlação entre os resultados experimentais e os resultados

ajustados com o modelo é, no caso do Cu e do Zn, muito fraca.

É ainda de notar que a diferença entre os valores ajustados e os valores experimentais aumenta

com o tempo de extracção. Por outro lado, verificou-se na secção II.4.2 que existe uma

fracção de metal rapidamente extraída pelo EDTA, na primeira hora. Considerando estas

observações, procedeu-se novamente ao ajuste das curvas de extracção do Cu, Cd e Pb com a

equação (II.4.4) do modelo da difusão mas, desta vez, somente para tempos de extracção

inferiores a uma hora. Como é possível verificar na Tabela II.4.8, os valores de SE obtidos

neste caso são, na maioria, baixos, mas os valores de r são também baixos. No entanto, o valor

de P é, na maioria dos casos, inferior a 0,05. Por outro lado, a Figura II.4.4 mostra que existe

uma boa correlação entre os valores ajustados com a equação (II.4.4) e os valores

experimentais para tempos de extracção inferiores a 1 hora no caso do sedimento 1C

(resultados idênticos foram obtidos com os outros dois sedimentos).

Os resultados aqui descritos permitem chegar a conclusão que o modelo da difusão não

descreve correctamente, no intervalo de tempo de [0-24] horas, a extracção pelo EDTA do

Cu, do Cd e do Pb nos sedimentos estudados. Contudo, para tempos de extracção no

intervalo [0-1] hora, este modelo apresenta bons resultados na maioria dos casos; as excepções

são o chumbo no sedimento 4B e o cádmio no sedimento 4C. Consequentemente, é possível

concluir que a difusão do complexo M/EDTA poderá ser, para tempos curtos ( t < 1 hora), o

factor limitante da extracção pelo EDTA do Cu, Cd e Pb nos sedimentos estudados.

Relembra-se, no entanto, que o facto do modelo da difusão ajustar eficientemente as curvas de

extracção dos metais estudados para tempos curtos não é suficiente para se poder afirmar,

com toda a certeza, que a extracção é, neste intervalo de tempo, controlada somente por

difusão.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

100

Figura II.4.3: Curvas experimentais de extracção cinética pelo EDTA (0,05 M; pH=6,0) do Cu, Cd e Pb no sedimento 4C e ajuste pelo modelo da difusão.

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

0,15

0,3

0,45

0,6

0,75

0,9

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

CuCd

10

12

14

16

18

20

22

24

26

28

30

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

Pb

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

101

Tabela II.4.8: Valores do coeficiente de correlação r, do erro padrão SE (μg.g-1) e de P determinados no caso do modelo da difusão para tempos de extracção curtos (t < 1 hora)

Sedimento Parâmetro Pb Cu Cd

r 0,5431 0,8532 0,6683

SE (μg/g) 3,99 1,82 0,117 Sedimento 1C

P 0,0034 < 0,0001 0,0001

r 0,7278 0,8699 0,3261

SE (μg/g) 0,654 0,481 0,0382 Sedimento 4B

P < 0,0001 <0,0001 0,1115

r 0,1359 0,6292 0,6739

SE (μg/g) 2,24 0,737 0,0438 Sedimento 4C

P 0,4903 0,0003 0,0002

Figura II.4.4: Curvas experimentais de extracção cinética pelo EDTA (0,05 M; pH=6,0) do Cu, Cd no sedimento 4C e ajuste pelo modelo da difusão; tempos de extracção inferiores a uma hora (Nota: não se representou aqui o caso do chumbo devido à grande variabilidade dos resultados).

3

4

5

6

7

8

0 0,5 1Tempo (h)

Cext

(μg/g)

Cu

0,3

0,35

0,4

0,45

0,5

0,55

0,6

0 0,5 1Tempo (h)

Cext

(μg/g)

Cd

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

102

II.4.5. O modelo de duas reacções de primeira ordem

O modelo de duas reacções de primeira ordem foi descrito em detalhe na secção II.1.4.2.2.2. Neste

modelo é assumido que o factor limitante da extracção é a cinética da reacção entre o agente

de complexação, neste caso o EDTA, e o metal extraído.

A equação do modelo utilizada para ajustar as curvas de extracção foi a seguinte:

( )( ) ( )( )t-k - Q t-k - QQ 2021

01 exp1exp1 += (II.4.5)

em que Q representa a quantidade de metal extraído (em micrograma de metal por grama de

sedimento seco) e Qº representa as quantidades extraídas no equilíbrio. A unidade de tempo

considerada é a hora.

O modelo de duas reacções de primeira ordem permite definir três fracções de metal extraído:

i) 01Q , a fracção rapidamente extraída, à qual corresponde a constante de velocidade

k1;

ii) 02Q , a fracção lentamente extraída, à qual corresponde a constante de velocidade k2 ;

iii) 03Q , a fracção de metal não extraído ou inerte. O valor de 0

3Q é obtido por diferença

entre a concentração total de metais no sedimento e a concentração de metais

extraída quando o estado de equilíbrio foi atingido (ver equação II.1.23).

Como foi visto na secção II.4.2, as curvas de extracção pelo EDTA do Cu, do Cd e do Pb,

obtidas nestes estudos, apresentam duas zona distintas que devem corresponder a duas

velocidades de extracção diferentes. Logo, o modelo de duas reacções de primeira ordem

poderá ser adequado para descrever a extracção, pelo EDTA, destes 3 metais nos sedimentos.

Na Tabela II.4.9 apresentam-se os valores de Qº1, Qº2, do coeficiente de correlação r e do erro

padrão SE obtidos no caso da extracção pelo EDTA do Cu, Cd e Pb nos sedimentos 1C, 4C e

4B (Foi utilizado o conjunto de dados obtidos nas 4 réplicas realizadas). Estes valores foram

determinados por regressão não linear, com o programa informático “Sigma Plot” (Raichu,

2001), usando o conjunto de valores obtidos nas 4 réplicas realizadas. O valor de P é sempre

inferior a 10-4.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

103

Tabela II.4.9: Valores de Qº1, Qº2 , do coeficiente de correlação r e do erro padrão SE obtidos com o modelo de duas reacções de primeira ordem para Cu, Cd e Pb nos sedimentos 1C, 4C e 4B. O valor de P é sempre inferior a 10-4.

Sedimento Parâmetro Pb Cu Cd

Qº1 119,6 15,88 1,512

Qº2 20,78 57,50 1,686

r 0,9544 0,9919 0,9865 Sedimento 1C

SE 2,77 2,45 0,104

Qº1 17,69 7,217 0,7634

Qº2 7,993 7,043 0,1782

r 0,9842 0,9902 0,8639 Sedimento 4B

SE 0,539 0,403 0,0419

Qº1 16,83 4,850 0,4572

Qº2 7,955 13,63 0,3640

r 0,9605 0,9962 0,9594 Sedimento 4C

SE 0,890 1,45 0,0405

Como se pode verificar, os valores de r são todos superiores a 0,950 excepto no caso do

cádmio no sedimento 4B. Por outro lado, em todos os casos, os valores do erro padrão SE

são muito baixos em comparação com os valores obtidos com o modelo da difusão.

Na Figura II.4.5 estão representadas as curvas de extracção obtidas para o Cu, Cd e Pb no

sedimento 1C e os valores ajustados pelo modelo de duas reacções de primeira ordem.

Verifica-se que existe uma boa correlação entre os valores experimentais e os valores ajustados

determinados com este modelo para os 3 metais estudados.

Os resultados aqui apresentados permitem, portanto, concluir que o modelo de duas reacções

de primeira ordem proporciona um bom ajuste das curvas de extracção pelo EDTA do Cu, do

Cd e do Pb nos sedimentos estudados.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

104

Figura II.4.5: Curvas experimentais de extracção cinética pelo EDTA (0,05 M; pH=6,0) do Cu, Cd e Pb no sedimento 1C e ajuste pelo modelo de duas reacções de primeira ordem.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

10

15

20

25

0 0,5 1

Cu

1

1,5

2

2,5

3

3,5

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

1,2

1,4

1,6

1,8

2

0 0,5 1

Cd

110

115

120

125

130

135

140

145

150

0 10 20 30

Tempo (h)

Cext

(μg/g)

110

115

120

125

130

135

0 0,5 1

Pb

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

105

Assim, segundo este modelo, os metais presentes nos sedimentos estudados estão repartidos

em 3 fracções:

i) uma primeira fracção de metais presentes sob formas químicas que

proporcionam uma cinética de reacção com o EDTA muito rápida;

ii) uma segunda fracção de metais presentes sob formas químicas que

proporcionam uma cinética de reacção com o EDTA mais lenta;

iii) uma última fracção de metais presentes sob formas químicas inertes ou

que proporcionam uma cinética de reacção com o EDTA muito lenta

(tempo reaccional superior a 24 horas).

É de salientar que, tal como no caso do modelo da difusão, o facto deste modelo ajustar

eficientemente as curvas de extracção não é suficiente para afirmar que a extracção pelo

EDTA de metais, nos sedimentos estudados, é controlada somente pela cinética da reacção de

complexação dos metais pelo EDTA.

II.4.6. Análise dos resultados obtidos com o modelo de duas reacções de primeira ordem

Na secção anterior, verificou-se que o modelo de duas reacções de primeira ordem permite

fraccionar os metais presentes no sedimento em 3 compartimentos. Será, agora, analisada a

distribuição, nestes 3 compartimentos, do cobre, do cádmio e do chumbo, assim como a

influência da quantidade total de matéria orgânica, de carbonato e de ferro sobre as

quantidades de metal extraídas pelo EDTA e sobre a cinética da extracção.

Como já foi referido, o modelo de duas reacções de primeira ordem permite determinar três

fracções de metal e quantificar cada fracção pelo valor de Qºn. No entanto, os valores brutos

de Qºn são pouco adaptados para estudos comparativos em que estão envolvidos sedimentos

com concentrações totais em metais diferentes. Consequentemente, na análise dos resultados

obtidos com o modelo de duas reacções de primeira ordem é necessário utilizar as fracções de

metais (rapidamente extraíveis, lentamente extraíveis, não extraíveis) relativas a quantidade

total de metal. Foi, portanto, introduzido os parâmetros F1, F2 e F3 definidos por:

F1 = (Qº1 × 100 / Qtot) % (II.4.6) F2 = (Qº2 × 100 / Qtot) % (II.4.7) F3 = (Qº3 × 100 / Qtot) % (II.4.8)

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

106

II.4.6.1. Distribuição do cobre, do cádmio e do chumbo entre as três fracções F1, F2 e F3.

Na Figura II.4.6 está representada a distribuição nas 3 fracções F1, F2 e F3 do Cu, Cd e Pb

nos sedimentos 1C, 4C e 4B. Nos 3 sedimentos estudados, o cobre reparte-se de maneira

idêntica entre estas 3 fracções: F3 > F2 ≥ F1 pelo que é possível concluir que o cobre é

lentamente extraído pelo EDTA. Por outro lado, a fracção F3 de metal não extraído pelo

EDTA representa, nos sedimentos estudados, perto de 50 % do cobre total. Estes resultados

mostram, assim, que as ligações entre o cobre e o sedimento são pouco lábeis, resultando

numa extracção lenta por parte do EDTA.

No caso do chumbo, a fracção F2 de metal é sempre menor do que as fracções F1 e F3. A

fracção F3 representa entre 36 e 53 % do chumbo total. Assim, o chumbo é extraído pelo

EDTA em maiores quantidades do que o cobre e a sua extracção pelo EDTA é relativamente

rápida visto a fracção F2 de metal ter um valor muito inferior a F1 ou F3. Pode, então,

concluir-se que a extracção do chumbo pelo EDTA é mais rápida do que a extracção do

cobre. Por outro lado, é possível adiantar que as ligações entre o chumbo e o sedimento são

mais lábeis do que as ligações entre o sedimento e o cobre. Polyák e Hlavay (1999) mostraram

também que o cobre está mais fortemente ligado ao sedimento do que o chumbo.

O cádmio apresenta um comportamento idêntico nos sedimentos 1C e 4C nos quais a fracção

F3 é muito superior as fracções F1 e F2 mas no sedimento 4B, a fracção F1 é muito maior do

que as fracções F2 e F3. Estes resultados não permitem, portanto, tirar qualquer conclusão

quanto à velocidade de extracção do cádmio pelo EDTA nos sedimentos estudados. Contudo,

é de notar que o cádmio é muitas vezes considerado como um metal facilmente extraível

devido as baixas constantes de estabilidade e a grande labilidade dos complexos formados por

este metal com vários ligandos naturais (Alloway, 1999). Assim, os resultados obtidos com o

sedimento 4B podem ser considerados como os mais “comuns”.

Nos sedimentos estudados, a fracção F1 de cobre rapidamente extraível é sempre inferior a

fracção F1 de cádmio ou de chumbo. Por outro lado, a fracção F2 de cobre é sempre superior

a fracção F2 de cádmio ou de chumbo. Isto permite concluir que o cobre é dos metais

estudados o mais lentamente extraído pelo EDTA.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

107

Figura II.4.6: Distribuição do cobre, cádmio e chumbo entre as fracções F1, F2 e F3 nos sedimentos 1C, 4C e 4B.

Sedimento 1C

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Cu Pb Cd

FracçãoF3F2F1

Sedimento 4C

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Cu Pb Cd

FracçãoF3F2F1

Sedimento 4B

0%

20%

40%

60%

80%

100%

Cu Pb Cd

FracçãoF3F2F1

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

108

II.4.6.2. Influência da composição do sedimento sobre a extracção do cobre e do chumbo pelo EDTA

A matéria orgânica, os carbonatos e os óxidos de ferro podem complexar ou adsorver os

metais presentes no sedimento e, consequentemente, têm uma influência directa sobre a

extracção destes metais por agentes de extracção tais como o EDTA. Uma vez que os

sedimentos utilizados neste estudo têm composições muito diferentes, poderá ser possível

estabelecer correlações entre a distribuição dos metais entre as fracções F1, F2 e F3 e as

quantidades de matéria orgânica, ferro ou carbonato presentes no sedimento. Os resultados

obtidos neste trabalho só permitem considerar os casos do cobre e do chumbo porque o

ajuste, com o modelo de duas reacções de primeira ordem, dos dados experimentais obtidos

no caso do cádmio com o sedimento 4B, apresenta um coeficiente de correlação r cujo valor é

muito baixo (ver Tabela II.4.9).

Na Figura II.4.7 esta representada a distribuição do chumbo e do cobre entre as fracções F1,

F2 e F3 nos 3 sedimentos aqui estudados. As concentrações relativas da matéria orgânica, de

carbonato e de ferro presente em cada sedimento (relativas ao valor mais elevado de cada

parâmetro) foram também incluídas nessa Figura.

a) Caso do chumbo

i) Quando a quantidade de matéria orgânica diminui, a fracção F3 aumenta e a fracção

F1 diminui. Logo, é possível concluir que existe uma correlação directa entre a

fracção F1 de chumbo e a quantidade de matéria orgânica. Por outro lado, a fracção

F3 que está inversamente correlacionada com a fracção F1 também o estará com a

quantidade de matéria orgânica.

ii) As variações na fracção F2 são idênticas às da quantidade de CO3- e opostas às da

quantidade de ferro, apontando para uma correlação directa entre F2 e a quantidade

de CO3-.

Estes resultados mostram que, nos sedimentos considerados, o chumbo é rapidamente

extraído do sedimento pelo EDTA quando os sedimentos são ricos em matéria orgânica e têm

concentrações baixas em carbonato e ferro. Por outro lado, é possível assumir que a fracção

F1 é principalmente constituída por chumbo associado à matéria orgânica e que a fracção F2 é

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

109

maioritariamente constituída por chumbo associado aos carbonatos. Como já foi referido, o

chumbo é fortemente adsorvido pelos óxidos de Fe (Fan et al., 2002). Logo, será possível

supor que o chumbo da fracção F3 se encontra principalmente associado aos óxidos de ferro

embora não tenha sido observada qualquer correlação entre a fracção F3 e a quantidade de

ferro.

b) Caso do cobre

i) A fracção F1 de cobre está directamente correlacionada com a quantidade de

carbonato. Logo, presume-se que a fracção F1 é maioritariamente composta por

cobre associado ao carbonato. É ainda de referir que, como foi visto na secção

II.4.4, no caso dos sedimentos 1C e 4C, a velocidade de extracção do cobre pelo

EDTA poderá ser controlada pela difusão do complexo Cu/EDTA na primeira

hora de extracção. Considerando que os metais da fracção F1 são extraídos na

primeira hora, estes resultados permitem emitir a hipótese da dissociação do

complexo de carbonato e cobre ser suficientemente rápida para não ser o factor

limitante da extracção.

ii) As variações na fracção F2 são análogas às da quantidade de ferro. Além disso, F1

e F2 estão inversamente correlacionadas. Em consequência, a fracção F2 deverá

ser composta, principalmente, por cobre associado aos óxidos de ferro.

iii) Finalmente, a fracção F3 está directamente correlacionada com a quantidade de

matéria orgânica, o que leva a supor que esta fracção é maioritariamente composta

por cobre associado à matéria orgânica. Esta conclusão é apoiada pelo facto deste

tipo de ligação ser a mais frequentemente observada em sedimentos (Fan et al.,

2002).

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

110

Figura II.4.7: Influência da matéria orgânica (MO), carbonato (CO3) e ferro (Fe) sobre a extracção do cobre e do chumbo pelo EDTA. As fracções Fn são exprimidas em % da quantidade total de metal. A percentagem de matéria orgânica, carbonato e ferro é expressa em relação a maior quantidade.

Chumbo

0

10

20

30

40

50

60

Sedimento

Fracção (%)

F1F2F3

1C 4B 4C

Cobre

0

10

20

30

40

50

60

70

Sedimento

Fracção (%)

F1F2F3

1C 4B 4C

Composiçao dos sedimentos

0

20

40

60

80

100

Sedimento

Quantidade relativa

MOCO3Fe

1C 4B 4C

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

111

II.4.7. Conclusão

No presente trabalho provou-se que a cinética da extracção pelo EDTA do cobre, cádmio e

chumbo presente nos sedimentos estudados é composta por duas etapas distintas: uma

primeira na qual os metais são rapidamente extraídos e uma segunda onde a extracção é mais

lenta.

Concluiu-se, ainda, que a velocidade de extracção dos metais depende dos próprios metais e

também da composição do sedimento nomeadamente da quantidade de carbonato, de matéria

orgânica e das concentrações totais de metais.

Mostrou-se que a equação de Elovich e a equação de duas constantes permitem obter um

bom ajuste das curvas de extracção; a equação de duas constantes é contudo a mais eficaz para

ajustar as curvas experimentais. No entanto, o significado físico das constantes determinadas

com estas equações é muito pouco claro tornando a sua utilização muito empírica.

As curvas de extracção pelo EDTA do Cu, Cd e Pb foram ajustadas com o modelo da difusão

e o modelo de duas reacções de primeira ordem. Os resultados obtidos mostram que a

extracção do cobre, cádmio e chumbo pelo EDTA nos sedimentos estudados, é perfeitamente

descrita pelo modelo de duas reacções de primeira ordem. Por outro lado, o modelo da

difusão não descreve correctamente a extracção dos metais estudados, excepto em certos

casos, na primeira hora de extracção. Foi assim possível sugerir que a velocidade de reacção

entre o EDTA e o metal é o principal factor limitante da extracção.

Os resultados obtidos com o modelo de duas reacções de primeira ordem permitiram concluir

que a distribuição dos metais entre as 3 fracções determinadas com o modelo de duas reacções

de primeira ordem depende dos próprios metais e ainda da constituição do sedimento

considerado. Nos sedimentos estudados, o cobre é o metal menos extraído pelo EDTA.

Considerando que os metais mais facilmente e rapidamente extraídos são os mais móveis no

sedimento, o modelo de duas reacções de primeira ordem poderá permitir estimar a

mobilidade dos metais nos sedimentos: Quanto maior for a concentração da fracção F1, mais

móvel poderá ser considerado o metal. No entanto, esta interpretação continua a ter um

carácter muito qualitativo e deve ser considerada com muitas precauções.

Fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos estuarinos

112

II.5. Referências AFNOR, 1996, Qualité des sols. Recueil de normes françaises, Paris-La Défense.

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Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

117

III. Fracionamento de Metais Vestigiais

em Águas Estuarinas

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

118

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

119

III.1. Introdução

III.1.1. Espécies metálicas em águas naturais

Turner (1995) descreveu as águas superficiais dos rios, estuários ou mares como uma mistura

complexa composta por todos os elementos estáveis da tabela periódica, numa larga gama de

concentrações, por matéria orgânica dissolvida com estruturas desconhecidas, por partículas

suspensas e, ainda, por matéria coloidal de origem orgânica e inorgânica. A todo este

“cocktail”, é necessário juntar uma grande variedade de microorganismos que interagem com

o meio. No presente trabalho, foi dada especial ênfase aos metais vestigiais presentes nesta

mistura complexa.

Nas águas naturais apenas uma pequena parte de todo o metal dissolvido se encontra sob a

forma livre de catião hidratado. Os iões metálicos formam complexos estáveis com uma

grande variedade de ligandos orgânicos e inorgânicos que têm influência sobre a

biodisponibilidade, toxicidade e mobilidade dos metais (Buffle, 1988; Lund, 1990; Mantoura,

1981; Stumm e Morgan, 1981).

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

120

Entre todos os tipos de espécies metálicas presentes nas águas naturais, distinguem-se

principalmente:

i) os iões metálicos hidratados, na forma livre;

ii) os complexos inorgânicos dissolvidos;

iii) os complexos orgânicos dissolvidos;

iv) as espécies metálicas presentes sob a forma de colóides dispersos;

v) os metais adsorvidos em colóides ou matéria suspensa.

Os complexos inorgânicos dissolvidos são, na maioria, cloro-, carbonato-, sulfato-, oxo-, ou

hidroxo-complexos (Turner, 1981). Por outro lado, as águas naturais contêm matéria orgânica

de origem biológica e poluentes orgânicos que podem ter propriedades complexantes. As

quantidades de matéria orgânica dissolvida variam entre 0,3 e 3 mg.L-1 de carbono nas águas

do mar e entre 1 e 10 mg.L-1 em rio, lagos e estuários (Cosovic, 1985). Perto de 50% do chumbo

(Capodaglio et al., 1989; Capodaglio et al., 1990) e mais de 90% do cobre (Apte et al., 1990; van den

Berg e Rebello, 1986) e zinco (Bruland, 1989; Donat e Bruland, 1990) encontram-se, geralmente,

complexados por ligandos orgânicos nas águas do mar.

A matéria húmica representa 70 a 90 % do carbono orgânico dissolvido (DOC) em zonas

lagunares e 10 a 30 % nas águas salgadas, e tem, assim, um papel predominante na distribuição

final dos iões metálicos (Beveridge e Pickering, 1980; Hering e Morel, 1988).

Por outro lado, 95 % dos metais transportados da terra para o mar, pelas águas superficiais,

são metais adsorvidos directamente sobre partículas de minerais ou sobre matéria orgânica

ligada a essas partículas (Salomons e Förstner, 1984). Os metais adsorvidos podem, ainda, ser

redistribuídos entre a fase sólida e a fase aquosa devido aos vários equilíbrios envolvidos e às

variações das condições físico-químicas da água (Mota e Correia dos Santos, 1995).

É, ainda, de salientar que o processo de floculação e a sedimentação das partículas ocorre

principalmente nos estuários devido, principalmente, à grande variação da salinidade que aí se

regista (Aster, 1978; Horne e Marine, 1969).

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

121

III.1.2. A relevância da concentração de ião metálico presente na forma livre - modelo da actividade do ião livre

Os efeitos fisiológicos, ecológicos e toxicológicos de um metal dependem, maioritariamente,

das formas químicas sob as quais este se encontra no meio, ou seja, da sua especiação. Nos

últimos anos, vários autores (Canterford e Canterford, 1980; Guy e Kean, 1980; Sunda e Fergusson,

1983; Sunda e Gillespie, 1979; Sunda e Guillard, 1976; Xue et al., 1988) estudaram a relação entre a

concentração do ião livre hidratado +naqM de um metal e a sua toxicidade sobre várias espécies

animais ou vegetais, com base na teoria de que o metal livre é a única forma química acessível

aos organismos vivos. Por exemplo, Sanders e Jenkins (1984) interessaram-se pelo efeito do

Cu(II) sobre o crescimento de larvas de caranguejos enquanto que Peterson et al. (1984)

estudaram o efeito do Cd(II) sobre a alga “chlorophyte” (S. Quadricauda). Os resultados

obtidos nesses estudos demonstraram que a concentração do ião livre de um metal é um

factor chave que determina os seus efeitos biológicos. No entanto, todos os resultados obtidos

nos estudos realizados com organismos vivos são acompanhados de poucas explicações

racionais que permitam ilustrar a importância da actividade do ião livre sobre a toxicidade e

remobilização dos metais (Campbell, 1995).

Por essa razão, Morel (1983) propôs, como forma de estudar as interacções entre os metais e

os organismos vivos do meio aquático, o modelo da actividade do ião livre que estabelece uma

relação entre a concentração do ião livre hidratado +naqM e a concentração dos complexos

formados à superfície das células das membranas. Segundo este modelo, o efeito de um certo

metal sobre organismos vivos pode ser previsto considerando diferentes variáveis do meio,

tais como a concentração total do metal considerado, o pH, a concentração de ligandos

naturais presentes nas águas ou a concentração de metais competitivos que podem todas

afectar a actividade do ião metálico livre (Campbell, 1995). Guy e Kean (1980) utilizaram este

modelo para determinar os efeitos do cobre sobre o crescimento da alga Selenastrum

capricornutum na presença de vários ligandos hidrofílicos. Para a maior parte dos ligandos

testados (EDTA, NTA e trietilenotetramina), o crescimento das algas cessa quando se atinge

um valor de pCu2+ próximo de 8, igual ao valor previsto com o modelo da actividade do ião

livre.

No entanto, este modelo só pode ser aplicado assumindo condições bem definidas e vários

estudos mostraram que a sua utilização é bastante limitada (Campbell, 1995). Por outro lado, a

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

122

maioria dos estudos que permitem relacionar a biodisponibilidade de um metal com a

actividade do ião livre, utilizando este modelo, foram realizados em meios controlados na

ausência de matéria orgânica natural e raros são os trabalhos realizados para testar a

aplicabilidade deste modelo na presença de matéria orgânica (Campbell, 1995).

Embora este modelo apresente ainda muitas falhas, a maior parte dos estudos relacionados

com a toxicidade de metais em águas naturais tem por base a determinação da fracção lábil de

metal, isto é, a fracção de metal facilmente libertável que inclui a fracção de metal livre. Para a

determinação da fracção lábil do metal têm sido propostos diversos métodos de

fraccionamento. Existe, no entanto, alguma ambiguidade associada à noção de labilidade, pelo

que esta será discutida nas próximas secções.

III.1.3. Noções de labilidade e de janela de detecção analítica das técnicas de fraccionamento de metais vestigiais em águas naturais

Nos últimos anos, tem vindo a generalizar-se a ideia de que, além do metal livre, a fracção de

metal biodisponível inclui também a fracção de complexos metálicos capazes de se

dissociarem durante o período de tempo necessário aos organismos para os fixar (Buckley,

1994; Hering e Morel, 1990; Lage et al.; 1994; Sunda e Guillard, 1976; Tubbing et al.; 1994;

Vasconcelos et al., 1996).

Segundo Vasconcelos et al. (1996), a fracção de ião metálico biodisponível pode ser estimada por

determinação da fracção lábil de metal medida por determinadas técnicas analíticas. A

concentração da fracção lábil inclui a concentração de ião metálico hidratado na forma livre e

a concentração de ião metálico envolvido em complexos que se dissociam durante o tempo de

análise (Vasconcelos e Azenha, 1996).

No caso de técnicas que utilizam o método de troca de ligandos, como é o caso da voltametria

de redissolução catódica com acumulação adsortiva (AdCSV) ou da extracção em fase sólida

(SPE) com resinas de troca catiónica, a concentração de metal lábil é igual a concentração de

ião metálico hidratado na forma livre, [ +naqM ], mais a concentração de ião metálico que trocou

de ligando, [MLt]:

[Mlábil] = [ +naqM ] + [MLt] (III.1.1)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

123

Logo, a concentração total de metal, CM , é igual a:

CM = [ +naqM ] + [MLt] + [ML] (III.1.2)

onde [ML] corresponde a concentração de ião metálico complexado por ligandos naturais.

A dissociação de um complexo ML num sistema aquático sob condições de equilíbrio é

causada por ligandos bióticos ou abióticos S que podem competir com o ligando inicial L.

Assim, parte do metal envolvido no complexo ML é trocável. Esta substituição pode ser

esquematizada por duas reacções sucessivas:

ML → M + L (III.1.3)

M + S → MS (III.1.4)

Segundo Vasconcelos e Azenha (1996), a labilidade de um complexo depende:

• das características termodinâmicas dos complexos ML e MS em condições de

equilíbrio ( ou pseudo equilíbrio na presença de organismos vivos);

• da cinética de dissociação do complexo ML.

A relevância da natureza do metal e do ligando competitivo que irá afectar o mecanismo e a

velocidade da reacção global de substituição tem sido muito pouco realçada nos estudos de

fraccionamento (Vasconcelos e Azenha, 1996). Efectivamente, a classificação das espécies como

inertes, lentamente lábeis, moderadamente lábeis ou muito lábeis, usando esquemas de

fraccionamento que combinam vários métodos, tem sido geralmente associada a natureza do

complexo inicial ML (Vasconcelos et al., 1996).

A labilidade é um parâmetro operacional cujo valor depende (Donat et al., 1994; Miller e Bruland,

1994; van den Berg e Donat, 1992):

i) do método analítico, porque o tempo de medição varia de uma técnica para outra;

além do tempo de medição existem outros factores inerentes à técnica analítica

escolhida que podem influenciar a labilidade de um elemento;

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

124

ii) da janela de detecção analítica escolhida; tem sido, recentemente, discutida a

influência da razão (concentração de ião metálico/concentração de ligando) sobre a

fracção lábil de metal medida, (Buffle e Altmann, 1987; Pinheiro et al., 1994, Vasconcelos

et al., 1996).

A janela de detecção analítica de um método de fraccionamento é constituída por dois

extremos: a capacidade do método de determinar uma diminuição do sinal correspondente ao

metal lábil devido à complexação do ião metálico por um ligando natural e no outro extremo

inferior, o limite de detecção do método (van den Berg e Khan,1990; van den Berg e Donat, 1992).

No caso de técnicas que utilizam o método de troca de ligandos, a janela de detecção analítica

depende da natureza do metal e do ligando competidor (van den Berg e Donat, 1992). Quando se

trata de outros métodos de determinação da fracção lábil de metal presente numa amostra de

água, como por exemplo a voltametria de redissolução anódica (ASV), a janela de detecção

analítica é limitada, por um lado, pelo limite de detecção da concentração de metal lábil

(inferior) e, por outro, pela capacidade dos ligandos orgânicos de competir com a

complexação inorgânica dos iões metálicos. (van den Berg e Donat, 1992). É de referir que a

janela de detecção analítica pode ser variada usando a mesma técnica analítica com condições

experimentais diferentes, ou usando vários métodos cujas janelas de detecção sejam diferentes.

Town e Fillela (2002) mostraram que os parâmetros de complexação (constante de estabilidade

condicional e capacidade de complexação) do Ni(II) e Co(II) pela matéria orgânica natural

dependem da janela analítica de detecção escolhida para as suas determinações. Por outro

lado, Donat et al. (1994) utilizaram várias técnicas analíticas, com janelas de detecção analíticas

diferentes para determinar o fraccionamento do cobre e do níquel em águas naturais.

Mostraram, assim, que os resultados obtidos com os vários métodos são complementares e

permitem uma maior compreensão do fraccionamento destes metais.

Em conclusão, a labilidade depende do método de fraccionamento e da janela de detecção

analítica escolhida, mas também da própria amostra, nomeadamente do metal considerado,

dos ligandos naturais presentes na amostra e ainda da concentração de cada um destes

elementos.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

125

III.1.4. Métodos de fraccionamento de metais vestigiais em águas naturais

Tem sido utilizada uma grande variedade de métodos analíticos no fraccionamento de metais

vestigiais, em águas naturais. Em geral, estes métodos têm por base a extracção e a detecção

de uma fracção de metal presente na amostra, ou de uma fracção de metal formada

artificialmente para a determinação do fraccionamento (e.g. metal complexado por um ligando

competitivo adicionado à amostra).

A importância da fracção de ião metálico livre como indicador da biodisponibilidade do metal

foi já discutida numa secção anterior. Dada a importância do modelo da actividade do ião

livre, foram desenvolvidos certos métodos, nomeadamente a potenciometria com eléctrodos

selectivos que permite determinar a actividade de ião metálico livre. Contudo, a

potenciometria tem limites de detecção demasiado elevados pelo que só pode ser aplicada à

estudos de fraccionamento de metais em águas naturais muito contaminadas com metais. Por

outro lado, outros métodos foram desenvolvidos com vista a determinar uma fracção lábil de

metal, como, por exemplo, os métodos de extracção em fase sólida ou os métodos

voltamétricos. É de salientar que a fracção de metal lábil é sempre operacionalmente definida.

Um dos principais problemas encontrados nos estudos de fraccionamento de metais vestigiais

em águas naturais encontra-se nos níveis de concentração que são sempre muito baixos

(próximos dos nanomolar). Obriga, assim, a utilizar técnicas analíticas com limites de

determinação muito baixos e exige, também, que precauções estritas sejam tomadas para evitar

contaminações. Idealmente, o fraccionamento dos metais presentes numa amostra de água

natural deveria ser realizado sem perturbar os equilíbrios na amostra. Na prática, poucas são as

técnicas que permitem determinar concentrações de metais tão baixas como as que são

encontradas no meio ambiente sem necessitar de pré-concentração da amostra. Assim, muitos

métodos incluem uma separação do ião metálico. Fica então a questão da fiabilidade dos

resultados obtidos com estas técnicas que incluem pré-tratamentos e da sua utilização para

estimar a biodisponibilidade e a toxicidade dos metais.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

126

III.1.4.1. Métodos Voltamétricos

Os métodos electroquímicos de análise começaram a serem desenvolvidos nos anos 20 pelo

químico Jaroslav Heyrovsky e provaram ser extremamente úteis em análise química, aliando a

uma grande sensibilidade, uma selectividade e uma capacidade de fraccionamento notáveis. Os

métodos electroanalíticos de redissolução, constituem, actualmente, um ramo importante da

química analítica, com aplicações em várias áreas de investigação e em análises de rotina.

Existem outras técnicas com limites de detecção muito baixos como a Espectrofotometria de

Absorção Atómica com câmara de grafite (GFAAS) ou ainda o ICPMS (Espectrometria de

Massa acoplada ao Plasma Induzido de Argon). Contudo, estas técnicas determinam apenas

concentrações totais e não podem ser utilizadas directamente no caso de soluções salinas (é

necessário diluir a amostra ou extrair o analito antes da sua determinação). Por isso, uma das

vantagens dos métodos voltamétricos é de poderem ser aplicados directamente para análise de

metais vestigiais em água salgada. Neste caso, os catiões maioritários Na+ e Cl- não interferem

na análise e vão actuar como electrólito suporte.

Têm sido publicados, ao longo dos últimos anos, vários livros e artigos de revisão sobre

métodos electroquímicos de redissolução e suas aplicações (Barek et al., 2001; Brainina et al.,

2000; Brainina e Newman, 1993, Czae e Wang, 1999; Kalvoda, 1994; Sawamoto, 1999; Wang, 1994).

Pretende-se, na próxima secção, apenas apresentar de uma forma concisa a informação

considerada relevante e de aplicação imediata nos estudos efectuados.

III.1.4.1.1. Princípios e fundamentos teóricos dos métodos voltamétricos de redissolução

A particularidade destas técnicas voltamétricas é o facto de incluírem uma etapa de pré-

concentração da espécie electroactiva no eléctrodo de trabalho, antes da aplicação de uma

técnica electroanalítica para a sua quantificação. As técnicas voltamétricas de redissolução

realizam-se em duas etapas fundamentais: a de pré-concentração e a de redissolução (ou de

análise), havendo um período de equilibração a separar as duas etapas, como mostra a Figura

III.1.1.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

127

Figura III.1.1: Representação esquemática da realização experimental da voltametria de redissolução com varrimento linear do potencial; Caso do ASV (adaptado de Bard e Faulkner, 1980); tac , teq , tred representa o tempo de acumulação, equilíbrio e redissolução, respectivamente. Icat , Ianod , Ip representa a intensidade da corrente catódica, da corrente anódica e do pico, respectivamente. Eac e Ep representa o potencial de acumulação e o potencial do pico, respectivmente.

III.1.4.1.1.1. Etapa de pré-concentração

Durante a etapa de pré-concentração, a espécie a determinar é acumulada sobre a superfície ou

dissolvida no eléctrodo de trabalho, por imposição de um potencial de acumulação, Eac,

durante um determinado período de tempo, tac. Existem vários tipos de eléctrodos, sendo

neste trabalho utilizado o eléctrodo de gota de mercúrio suspensa (HMDE) e o eléctrodo de

filme fino de mercúrio (TMFE).

A gota de mercúrio é o eléctrodo de trabalho mais utilizado nas técnicas voltamétricas e, em

particular, nos estudos de fraccionamento de metais vestigiais. As vantagens da gota de

mercúrio são já bem conhecidas e documentadas em vários livros (Bard e Faulkner, 1980;

Heyrovsky e Kuta, 1965). Os filmes de mercúrio são, também, muito utilizados para a

Mn+ + Hg + ne- → M(Hg)

t

M(Hg) → Mn+ + Hg + ne-

Ep

tac teq

t

Ip

tred

Redissolução

Eac

EquilibraçãoPré-concentração

Ianod

Icat

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

128

determinação de metais por ASV (Monterroso et al., 2004). No entanto, a sua utilização torna-se

mais problemática devido à eventual má reprodutibilidade dos filmes, à incompleta remoção

dos filmes no fim de cada experiência ou, ainda à possível formação de composto de Hg(I)

insolúveis. Os filmes utilizados no presente trabalho foram preparados seguindo um novo

método desenvolvido por Monterroso et al. (2004) que garante uma boa reprodutibilidade dos

filmes e, consequentemente, bons resultados em termos de quantificação de metais em aguas

naturais.

A pré-concentração da espécie a determinar é realizada por dois processos: a solubilização no

eléctrodo ou a adsorção na superfície do eléctrodo

A) Solubilização no eléctrodo

A pré-concentração de alguns catiões metálicos envolve um processo catódico durante o qual

estes são reduzidos ao estado atómico por imposição, ao eléctrodo de trabalho, de um

potencial suficientemente negativo. A espécie reduzida dissolve-se no mercúrio do eléctrodo

formando uma amálgama. Este processo pode ser representado pela seguinte equação

química:

Mn+ + Hg + ne- → M(Hg) (III.15)

A selectividade, neste processo de pré-concentração, consegue-se através do potencial de

acumulação imposto ao eléctrodo. Na Figura III.1.2, mostra-se o efeito do potencial de

acumulação na análise de uma solução contendo os iões Bi(III), Cu(II), Pb(II) e Cd(II). O

Bi(III) pode ser reduzido selectivamente por aplicação de um potencial suficientemente

negativo para reduzir os iões Bi(III), por exemplo -0,40V vs. SCE, mas que não é suficiente

para reduzir os outros iões presentes. De modo idêntico, a -0,60 V vs. SCE o Pb(II), o Cu(II) e

o Bi(III) podem ser reduzidos sem que ocorra a redução do Cd(II). No entanto, é impossível

depositar o Pb(II) sem depositar simultaneamente o Cu(II) e o Bi(III), porque o potencial

necessário para reduzir os iões Pb(II) é suficiente para reduzir aqueles dois iões. Os quatro

iões metálicos são reduzidos simultaneamente a -0,80 V vs. SCE.

Como é evidente, a aplicabilidade deste método de pré-concentração limita-se a catiões

metálicos que, após redução, formem uma amálgama. Assim, metais não solúveis ou pouco

solúveis no mercúrio, como por exemplo o ião arsénio ou o ião ferro, ou que possuam

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

129

potenciais de oxidação mais positivos do que o mercúrio, como por exemplo, a ião prata e o

ião ouro, não podem ser pré-concentrados por este processo. Neste último caso, a oxidação

do próprio eléctrodo origina correntes elevadas que mascaram a corrente originada pelo ião

metálico.

O processo aqui descrito tem sido extensivamente usado na determinação por ASV de

concentrações vestigiais de alguns catiões metálicos, principalmente Pb(II), Cu(II), Cd(II) e

Zn(II), em diferentes amostras de água (Achterberg et al., 2003; Bazzi et al., 2002; Botelho et al.,

2002; Plasvic, 2003; Velásquez et al.,2002; Wang et al., 2002a).

Figura III.1.2: Efeito do potencial de acumulação (Wang, 1985)

B) Adsorção na superfície do eléctrodo

O processo de pré-concentração referido anteriormente constitui uma limitação à aplicação

destes métodos de análise a numerosos compostos que, não sendo solúveis no mercúrio, não

podem ser acumulados daquela maneira. No entanto, dada a inerente sensibilidade

proporcionada pela etapa de pré-concentração, que antecede a determinação voltamétrica,

foram desenvolvidos métodos alternativos de acumulação. Um dos métodos alternativos

envolve a acumulação por um processo de adsorção, o qual apresenta fundamentalmente duas

vantagens:

i) alargar o campo de aplicação das técnicas de redissolução a espécies não

electroactivas;

Bi(II) Cd(II)

-0,80 V vs. SCE -0,60 V vs. SCE -0,40 V vs. SCE

Bi(II) Cu(II)

Pb(II)

Bi(II)

Cu(II)

Pb(II)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

130

ii) o material é acumulado numa camada mono molecular à superfície do

eléctrodo, encontrando-se acessível para ser reduzido ou oxidado,

instantaneamente, durante a etapa de análise; por conseguinte, a corrente

medida é independente do coeficiente de difusão da espécie na gota, podendo

utilizar-se técnicas com varrimento rápido do potencial que, ao

proporcionarem valores de corrente mais elevados, melhoram a sensibilidade.

A acumulação por adsorção de um catião metálico envolve a reacção desse catião com um

reagente L apropriado, da qual resulta a acumulação por adsorção da espécie na forma de

complexo. No caso de catiões metálicos Mn+, este processo pode ser representado pela

seguinte equação química:

Mn+ + L → MLn+ → MLn+ (ads) (III.1.6)

A adsorção constitui um processo alternativo e eficaz para acumular catiões metálicos e

baseia-se na tendência que determinados complexos metálicos têm para serem adsorvidos na

gota de mercúrio. Esta propriedade torna possível a acumulação de iões metálicos que não

podem ser pré-concentrados por redução ao estado metálico no HMDE.

Para iões metálicos que formam amálgamas com o mercúrio, existe a possibilidade de realizar

a sua acumulação de modo mais selectivo, adoptando um procedimento, introduzido por van

den Berg (1986) e que envolve os seguintes passos:

i) formação de amálgama;

ii) oxidação do metal amalgamado;

iii) formação do complexo e sua adsorção ao eléctrodo.

Colombo e van den Berg (1997) apresentaram um método que combina os dois tipos de

acumulação acima referidos: acumulação por adsorção no eléctrodo de mercúrio do metal

complexado e acumulação pelo método de van den Berg (1986).

Quando a pré-concentração da espécie ocorre por um processo de adsorção, a técnica é

denominada por voltametria de redissolução adsortiva (AdSV), realçando-se, assim, a

importância da adsorção na acumulação da espécie.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

131

Em ambos os processos de pré-concentração acima descritos, a velocidade e a eficiência do

transporte da espécie em análise para o eléctrodo são aumentadas por agitação da solução ou

por rotação do próprio eléctrodo. A etapa de pré-concentração deve ter a duração necessária

para que se deposite uma quantidade significativa de analito de modo a ter-se uma

sensibilidade adequada. Contudo, a electrólise da solução não é exaustiva pelo que, para fins

analíticos, é importante que a fracção de iões metálicos removidos em cada ensaio seja

reprodutível. Sendo uma técnica comparativa, é imprescindível a padronização das condições

de trabalho. Assim, os parâmetros que possam afectar a corrente do pico, como a área

superficial do eléctrodo, a velocidade de agitação, a duração e o potencial de acumulação,

devem ser cuidadosamente controlados para se garantirem resultados reprodutíveis.

O facto da pré-concentração se realizar na própria solução-amostra, sem necessidade de se

utilizarem previamente técnicas separativas, como por exemplo permuta iónica ou extracção,

constitui uma grande vantagem ao diminuir significativamente o tempo de análise e ainda o

risco de contaminação e de perda de analito.

III.1.4.1.1.2. Etapa de equilibração

Após o período de acumulação, segue-se um período de equilibração, cujo tempo teq varia de 2

a 30 s de duração. Durante esta fase, mantém-se o potencial aplicado mas suspende-se a

agitação da solução de modo a eliminar a turbulência e uniformizar a distribuição da espécie

no eléctrodo.

III.1.4.1.1.3. Etapa de redissolução

Nesta etapa procede-se à determinação quantitativa da espécie depositada por aplicação de um

varrimento do potencial no sentido anódico ou catódico. As técnicas voltamétricas de

redissolução são classificadas de acordo com o sentido do varrimento do potencial usado

nesta etapa. Assim, se durante a etapa de acumulação o eléctrodo funcionar como cátodo, o

varrimento do potencial será no sentido anódico, a redissolução da espécie acumulada dar-se-á

por oxidação e a técnica denomina-se voltametria de redissolução anódica (ASV).

Inversamente, se durante a etapa de acumulação o eléctrodo funcionar como ânodo, o

varrimento será no sentido catódico, a reacção de redissolução será uma redução e a técnica

denomina-se voltametria de redissolução catódica (CSV). No caso da voltametria de

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

132

redissolução com acumulação adsortiva (AdSV), a redissolução da espécie acumulada pode ser

feita por varrimento do potencial quer no sentido anódico quer no sentido catódico,

consoante as características electroquímicas da espécie em estudo.

A intensidade da corrente resultante da reacção de dissolução é registada em função do

potencial aplicado. O sinal analítico obtido é proporcional à concentração da espécie no

eléctrodo, a qual, por sua vez, é proporcional à sua concentração na solução. No caso da ASV,

a corrente eléctrica desenvolvida será originada pela oxidação dos metais amalgamados,

M(Hg), quando se procede ao varrimento anódico do potencial aplicado ao eléctrodo, de

acordo com a equação:

M(Hg) → Mn+ + ne- + Hg (III.1.7)

No caso da adsorção de complexos, a corrente registada é originada pela redução do catião

metálico ou pela redução do ligando do complexo adsorvido. No primeiro caso, o potencial de

redução é característico do metal que está a ser determinado, facto que é analiticamente

vantajoso. No segundo processo, em que ocorre a redução do ligando, a sensibilidade do

método é, geralmente baixa, porque além da redução do ligando do complexo adsorvido,

verifica-se também a adsorção e redução de ligando livre presente na solução. Contudo, a

redução do ligando é conveniente principalmente quando o catião metálico é reduzido a

potenciais bastante negativos, como é o caso do hólmio (Wang e Zadeh, 1987).

Durante esta etapa é registada a intensidade de corrente, relativa à reacção de redissolução, em

função do potencial aplicado, obtendo-se assim um voltamograma.

Como se pode verificar na Figura III.1.3, os picos voltamétricos de redissolução podem ser

caracterizados pelos seguintes parâmetros:

i) potencial de pico, Ep , que fornece uma indicação qualitativa da

identidade da espécie;

ii) corrente do pico, Ip , que nos dá uma medida quantitativa da

concentração da espécie;

iii) largura do pico a meia altura, W1/2 , que esta relacionada com o número

de electrões envolvidos na reacção de eléctrodo e com a cinética de

reacção.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

133

Figura III.1.3: Parâmetros usados na caracterização de um pico obtido por voltametria de redissolução.

Para realizar a etapa de redissolução utilizam-se várias técnicas electroanalíticas. A maioria

utiliza um processo de amostragem de corrente que permite diminuir a contribuição da

corrente capacitiva para a corrente total medida, fazendo aumentar significativamente a

sensibilidade. Neste trabalho, interessamo-nos principalmente pela voltametria diferencial por

impulsos e pela voltametria de onda quadrada.

III.1.4.1.1.4. Voltametria diferencial por impulsos

O sinal aplicado ao eléctrodo na voltametria diferencial por impulsos consiste numa rampa de

potenciais à qual se sobrepõem, periodicamente, impulsos com a mesma amplitude, ΔE

(Figura III.1.4). A amplitude dos impulsos pode variar entre os 10 e 100 mV, com cerca de 60

ms de duração, e repetem-se a uma cadência de 0,5 a 5 s. Geralmente, a velocidade de

varrimento do potencial da rampa é pequena (2 a 10 mV/s), pelo que, durante o impulso, o

potencial não varia significativamente. Quando um aumento de potencial súbito é aplicado ao

eléctrodo, a corrente total do sistema aumenta, porque se verifica um aumento tanto da

corrente capacitiva (Icap ) como da corrente faradáica (If ), sendo esta controlada pela velocidade

a que ocorre a reacção no eléctrodo. No entanto, verifica-se que a corrente capacitiva diminui

rapidamente com o tempo, enquanto que, a corrente faradáica diminui lentamente ( Icap ∝ e-

t/Rc, If ∝ t-1/2) (Ellis, 1973). Desta forma é possível medir a corrente reduzindo ao mínimo a

influência da corrente capacitiva.

Ep

Ip

E

I

W 1/2

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

134

Figura III.1.4: Representação do sinal aplicado em voltametria de impulsos diferenciais.

Com efeito, a corrente é medida momentos antes da aplicação do impulso (I1) e de novo quase

no final do mesmo impulso (I2) registando-se a corrente total, dada pela diferença entre as

duas leituras (ΔI), que é essencialmente corrente faradáica.

Nesta técnica de impulsos, Osteryoung e Christie (1973) realçam ainda a importância do período

de espera, o qual permite a reposição de uma certa quantidade de analito entre os impulsos.

Assim, durante o varrimento, o mesmo analito é removido e depositado várias vezes

contribuindo, deste modo, para um aumento da corrente. Estes mesmos autores recomendam,

ainda, a utilização de impulsos com amplitudes de cerca de 100 mV com pequena duração

para se obter uma sensibilidade elevada.

III.1.4.1.1.5. Voltametria de onda quadrada

A voltametria de onda quadrada (SWV) é uma técnica voltamétrica de impulsos, relativamente

recente, desenvolvida essencialmente a partir dos anos setenta. A forma do potencial aplicado

nesta técnica encontra-se esquematizada na Figura III.1.5 e pode ser considerada como uma

sobreposição de uma onda quadrada a uma rampa de potenciais em escada.

E (V)

Amplitude do impulso I2

I1

Duração do impulso

t (s)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

135

Figura III.1.5: Representação do sinal aplicado em voltametria de onda quadrada. ΔESW: amplitude da onda quadrada; τ: período da onda quadrada; aS: amplitude do degrau; Id e Iinv: pontos de amostragem da corrente directa e inversa, respectivamente.

Na primeira metade de cada período, o impulso quadrado é aplicado na mesma direcção da

rampa e denomina-se por impulso directo; na segunda metade de cada período, o impulso

quadrado é aplicado em direcção oposta à rampa e denomina-se por impulso inverso. No final

da metade de cada impulso (impulsos directos e indirectos), as respectivas correntes Id e Iinv são

medidas, sendo a corrente total, ΔI, dada pela diferença entre as duas leituras. A corrente total

tem um valor superior ao de qualquer das duas componentes, como se pode verificar na

Figura III.1.6. Também neste método, a eliminação da corrente capacitiva baseia-se na

diferença de velocidade de decaimento da corrente capacitiva e faradáica; a corrente é medida

no final de cada metade do impulso quando a corrente capacitiva é desprezável obtendo-se,

assim, uma boa sensibilidade.

Os parâmetros a considerar neste tipo de voltametria são o período de onda quadrada, τ, a

amplitude do degrau aS, e a amplitude da onda quadrada, ΔESW (Figura III.1.5). Estes

parâmetros devem ser controlados com rigor de modo a ter uma boa sensibilidade, uma vez

que são eles que determinam a forma e a altura do pico obtido.

Para valores de potencial superiores ao potencial de decomposição, consegue-se inverter a

reacção que ocorreu no impulso directo e obter uma corrente no impulso inverso, Iinv, de sinal

contrario à corrente do impulso directo, Id.

τ Id

Iinv

ΔESw

aS E I

Id

Iinv

ΔI = Id - Iinv

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

136

Figura III.1.6: Voltamograma de onda quadrada típico onde se mostra a corrente directa Id, inversa Iinv e a corrente total, ΔI = Id - Iinv.

Existe contudo um limite prático ao aumento da sensibilidade originada pelo aumento da

amplitude da onda quadrada (Osteryoung e Osteryoung, 1985). Efectivamente, se a amplitude do

impulso, ΔESW, for inferior a 50/n mV, ocorre a diminuição do valor da corrente do pico sem,

contudo, melhorar a sua resolução. Amplitudes superiores a 50/n mV originam picos largos

sem aumentar significativamente a sua altura e, consequentemente, a sensibilidade. O valor de

ΔESW igual a 50/n mV permite obter uma boa resolução e uma boa sensibilidade,

independentemente do período da onda quadrada.

A velocidade de varrimento efectiva, para a voltametria de onda quadrada, pode ser definida

pelo produto ( f Х aS )ou por aS/τ ( f: frequência da onda quadrada). Assim o tempo necessário

para se fazer o varrimento num intervalo de potencial, ΔE, é apenas (τ Х ΔE/aS). Mesmo com

frequências moderadas, da ordem de 1 a 120 Hz, o tempo para realizar o varrimento é muito

pequeno. Daqui resulta uma das principais vantagens da voltametria de onda quadrada que é o

facto de ser uma técnica muito rápida, pelo menos 100 vezes mais rápida do que as outras

técnicas de impulsos.

III.1.4.1.2. Métodos voltamétricos em estudos de fracionamento

As técnicas electroquímicas e, nomeadamente, os métodos voltamétricos de redissolução tais

como a voltametria de redissolução anódica (ASV), ou a voltametria de redissolução catódica

com acumulação adsortiva (AdCSV) são dos métodos mais directos para estudos de

fraccionamento de metais vestigiais em águas naturais a baixa concentração (10-8 – 10-11 M)

(Mota e Correia dos Santos, 1995). Estes métodos apresentam a vantagem de incluírem uma etapa

de pré-concentração, não havendo, assim, necessidade de pré-tratamento da amostra.

ΔI

Iinv

Id

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

137

Efectivamente, o pré-tratamento da amostra deve ser minimizado para evitar alterações das

suas características físico-químicas ou, ainda, contaminações ou perdas significativas de

elementos vestigiais.

A informação obtida com estes métodos abrange:

i) a determinação da distribuição e do fraccionamento de metais vestigiais e, ainda,

a determinação da concentração total de metal (Botelho et al., 2002; Muller et

al.,2001; Santos et al., 2002; Velásquez et al., 2002; Wang et al., 2002);

ii) a diferenciação entre vários estados de valência de uma mesmo elemento numa

solução, por exemplo Se(IV)/Se(VI) (van den Berg e Khan, 1990) e Cr(VI)/Cr(III)

(Boussemart e van den Berg, 1991; Golimowski et al., 1985);

iii) a determinação de parâmetros físico-químicos da amostra (constantes de

estabilidade e constantes cinéticas de complexação) (Bazzi et al., 2002; Hirose,

1994; Jin e Gogan, 2000; Mylon et al., 2003; Scarano et al., 1992).

No entanto, nem sempre é fácil obter uma correcta interpretação dos sinais voltamétricos

devido a vários factores que podem influenciar os resultados experimentais. Os métodos

voltamétricos utilizados no presente trabalho, a ASV e a AdCSV, são dos mais eficientes para

a realização de estudos de fraccionamento de metais em soluções, contudo apresentam certas

limitações que serão descritas nas próximas secções.

III.1.4.1.2.1. Voltametria de redissolução anódica (ASV)

A voltametria de redissolução anódica tem sido usada por muitos investigadores para

determinar a fracção lábil de metais em amostras de água devido à sua grande sensibilidade

(Achterberg et al., 2003; Botelho et al., 2002; Chakrabarti et al., 1993; Florence, 1992; Mylon et al.,

2003; Plavsic, 2003). Com a ASV podem ser atingidos limites de detecção inferiores a 1×10-10

M quando são utilizados, na etapa de redissolução, métodos de impulso como a técnica

diferencial por impulsos (DP) ou de onda quadrada (SW) (Mota e Correia dos Santos, 1995). A

maioria dos estudos realizados com esta técnica estão relacionados com a análise de chumbo,

cádmio, cobre e zinco que são quatro dos metais pesados de maior interesse ambiental (Zirino,

1981).

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

138

No caso da ASV, a fracção lábil é constituída por todas as espécies que podem ser reduzidas

no eléctrodo de mercúrio. A dissociação de um complexo 1:1, seguida da redução do metal no

eléctrodo de gota de mercúrio suspensa (HMDE), pode ser expressa por:

n- nd

f

L Mk

kML ++⎯⎯⎯ →⎯

⎯⎯⎯ ⎯← (lenta) (III.1.8)

Mn+ + ne- → M (Hg) (rápida) (III.1.9)

onde ML é o complexo metálico, Mn+, o catião metálico e Ln- um ligando natural. kd e kf são as

constantes de dissociação e de formação, respectivamente.

Logo, a fracção lábil de metal determinada por ASV inclui todo o ião metálico livre hidratado

+naqM e o ião metálico envolvido em complexos que sejam dissociados durante o passo de

acumulação. Quando o próprio complexo ML não é directamente reduzido, o que raramente

acontece, a corrente electrolítica (faradáica) é devida somente à redução do ião Mn+ resultante

da dissociação do complexo ML. Este processo faz com que a corrente seja controlada pela

cinética de dissociação do complexo ML. A relação entre a corrente cinética e a corrente de

difusão (Ic/Id) poderá dar uma ideia da labilidade (reactividade) do complexo. A corrente de

difusão corresponde à corrente observada para a mesma concentração de ião metálico na

ausência de ligando. Quando o controlo cinético é insignificante, isto é, para complexos com

elevada capacidade de dissociação (bastante lábeis), tem-se Ic/Id ≈ 1. Em princípio, apenas os

complexos inorgânicos deveriam dissociar-se durante a análise por ASV, contudo, pode

acontecer que certos complexos orgânicos se dissociem em dadas situações (Capodaglio et

al.,1995).

De modo a reduzir ou impedir a redução directa dos complexos metálicos, o potencial de

acumulação deve ser apenas suficientemente negativo de forma a proporcionar uma boa

sensibilidade (Cheng et al., 1994). Na realidade, se o potencial aplicado à amostra for muito

negativo, os complexos metálicos podem ser directamente reduzidos sem ocorrer a

dissociação prévia do ião metálico seguido da sua redução no eléctrodo de mercúrio (via 1)

(equação III.1.10). Pode ainda acontecer que, apesar de ser aplicado um potencial não muito

negativo, apenas o ligando orgânico do complexo ML seja reduzido dando origem ao

complexo MLred (via 2) (equação III.1.11). O complexo MLred não disponibiliza catiões

metálicos para redução no eléctrodo e, portanto, não dá origem a nenhuma corrente de

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

139

redissolução, tornando assim as espécies ML não lábeis. Assim, a não-labilidade em ASV pode

ser devida a outras causas para além da velocidade de dissociação metal/ligando (Cheng et al.,

1994).

1)(via n-r

o L M

k

k - neML ++ ⎯⎯ →⎯

⎯⎯ ⎯← (III.1.10)

2)(via MLk

k - neML red

'r

'o

⎯⎯ →⎯⎯⎯ ⎯←+ (III.1.11)

onde ML é o complexo metálico, Mn+, o catião metálico e Ln- um ligando natural. kr e ko: são as

constantes de redução e de oxidação, respectivamente.

Em conclusão, a fracção lábil em ASV contém a fracção de metal livre e também a fracção de

complexos metálicos que são dissociados e reduzidos durante o tempo de análise.

Vários autores (Betti e Papoff, 1988; Buffle, 1988; Capodaglio et al., 1995; Tushall e Brezonik, 1981)

criticaram a utilização da ASV com a gota de mercúrio, para estudos da complexação de

metais em águas naturais, por considerarem que esta técnica dá uma estimativa por excesso da

fracção lábil de metal devido a possível redução directa dos complexos orgânicos, ou à

dissociação dos complexos na camada de difusão na etapa de pré-concentração.

Por outro lado, todos os métodos que envolvem uma etapa de pré-concentração do metal no

eléctrodo, apesar de mais sensíveis e, assim, mais facilmente utilizados em sistemas aquáticos,

requerem um controlo rigoroso de um número de variáveis experimentais, nomeadamente do

tempo de acumulação de metal no eléctrodo (tac) (Mota e Correia dos Santos, 1995).

Efectivamente, devido ao aumento do tempo de contacto entre o eléctrodo e a solução

analisada durante a pré-concentração, a adsorção de matéria orgânica pode originar um

problema considerável. A matéria orgânica presente nas águas naturais adsorve

frequentemente na superfície do eléctrodo devido às suas propriedades hidrofóbicas (Mota e

Correia dos Santos, 1995). Este problema é mais importante no caso de amostras de água

recolhidas em lagos, ribeiras ou estuários onde existe uma quantidade relevante de ácidos

húmicos (Mota e Correia dos Santos, 1995).

Em conclusão, a ASV, apesar de ter certas limitações quanto a determinação da fracção de

metal livre, continua a ser uma técnica bastante utilizada em estudos de fraccionamento de

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

140

metais vestigiais em águas naturais por ter uma grande sensibilidade e não necessitar de pré-

tratamento da amostra, o que diminui a perturbação da especiação.

III.1.4.1.2.2. Voltametria de redissolução catódica com acumulação adsortiva (AdCSV)

Quando comparada com a voltametria de redissolução anódica, a AdCSV permite determinar

um grande número de metais e outro tipo de compostos, porque neste caso a etapa de

deposição no eléctrodo de mercúrio não requer a formação de um amalgama entre o metal e o

mercúrio. Assim, qualquer elemento capaz de formar, com um ligando deliberadamente

adicionado, um complexo redutível que adsorva na gota de mercúrio pode ser determinado

(Boussemart et al., 1992; Colombo e van den Berg, 1997; Roitz e Bruland, 1997; van den Berg, 1991). No

caso de águas salgadas ou águas estuarinas, os métodos de CSV permitem, já, determinar mais

de 20 metais vestigiais (Colombo e van den Berg, 1997).

Nesta técnica, o varrimento de potenciais é precedido pela deposição adsortiva na superfície

do eléctrodo de complexos metálicos formados por um ou vários metais analisados e pelo

ligando competitivo adicionado à amostra. A formação do complexo entre o catião metálico

(Mn+) e o ligando competitivo (HzL) pode ser descrita pela seguinte equação:

++ + L H M zn ( )

+− + HnLMH nz

(III.1.12)

Segue-se, depois, a redução do complexo descrita pela equação

( )+−

− ++ HnneLMH nz LHM z+ (III.1.13)

É de salientar que, no método desenvolvido por Colombo e van den Berg (1997) e usado no

presente trabalho, parte do metal é reduzido durante o passo de acumulação e forma uma

amalgama no eléctrodo de mercúrio. Este metal é, na etapa de equilibração, reoxidado e

complexado pelo ligando competitivo, sendo o complexo formado finalmente adsorvido no

eléctrodo e reduzido na etapa de redissolução (Jin e Gogan, 2000).

Por AdCSV, podem ser obtidos limites de determinação comparáveis aos da ASV (HMDE)

usando tempos de acumulação mais curtos porque todo o material acumulado, sob a forma de

uma mono-camada na superfície do eléctrodo de mercúrio, é instantaneamente redissolvido.

Consequentemente, podem ser atingidos limites de determinação inferiores a 1×10-11 M por

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

141

AdCSV, em amostras de água salgada usando tempos de acumulação maiores (Baldwin et al.,

1986; Colombo e van den Berg, 1997; Mlakar e Branica, 1989; Prabhu e Baldwin, 1987).

Devido a sua grande sensibilidade e por não necessitar de pré-concentração da amostra, a

AdCSV tem sido bastante utilizada em estudos de fraccionamento de metais vestigiais (Abbasse

et al., 2003; Achterberg et al., 2003a; Colombo e van den Berg, 1997; Donat e Bruland, 1990; Jin e

Gogan, 2000; Kogut e Volker, 2003; van den Berg, 1986). Uma possível limitação da AdCSV é que

geralmente, só um ou dois metais podem ser determinados simultaneamente, tendo em conta

a especificidade dos ligandos usados para estas determinações. No entanto, existem vários

métodos que permitem a determinação simultânea de vários metais, como por exemplo, o

cobre, o cádmio e o chumbo que podem ser determinados em simultâneo com a oxina (van den

Berg, 1986). Colombo e van den Berg (1997) apresentaram um método que permite determinar 6

metais em simultâneo (Cu, Cd, Ni, Pb, Co e Zn), usando uma mistura de ligandos

dimetiloglioxina (DMG)/oxina. Contudo, este método encontra muitos problemas de

interferências entre elementos. Existem, ainda, problemas de diminuição da sensibilidade e da

gama de linearidade devido ao facto das condições experimentais, que são óptimas para certos

metais não o serem para outros (Colombo e van den Berg, 1997).

No caso da AdCSV, a fracção lábil de metal determinada depende directamente de duas

reacções: (as cargas foram omitidas para simplificar as equações )

(lenta) LMk

kML

-

+⎯⎯ →⎯⎯⎯ ⎯←1

1

(III.1.14)

(rapida) ocompetitiv-

ocompetitiv MLk

kLM ⎯⎯ →⎯

⎯⎯ ⎯←+ 2

2

(III.1.15)

onde ML é o complexo metálico, M, o catião metálico e L um ligando. kn são as constantes de

dissociação ou de formação do complexo.

Quando o ligando competitivo se encontra em grande excesso, a reacção (III.1.15) pode ser

considerada de primeira ordem. Temos ainda k2 [Lcompetitivo] >> k-1[L] pelo que podemos

escrever a seguinte equação de reacção irreversível:

ML + Lcompetitivo → MLcompetitivo + L (III.1.16)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

142

Assim, a fracção lábil de metal determinado por AdCSV vai depender de factores cinéticos e

termodinâmicos. Por um lado, a constante de formação do complexo ML tem que ser inferior

à constante de formação do complexo MLcompetitivo. Por outro lado, a cinética de dissociação do

complexo ML deve ser suficientemente rápida para que o metal M possa ser depois

complexado pelo ligando competitivo. Para todos os complexos ML, cuja constante de

formação é inferior a constante de formação do complexo MLcompetitivo, a labilidade do metal M

vai depender da velocidade de dissociação do complexo ML. Logo, as espécies que são

termodinamicamente muito estáveis, ou com velocidade de dissociação muito lentas

constituem a fracção inerte ou não lábil. Desta forma, a fracção lábil determinada por AdCSV

vai depender do próprio ligando competitivo.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

143

III.1.4.2. Método de Extracção em Fase Sólida (SPE)

O princípio de base do método de extracção em fase sólida (SPE) consiste em recolher ou extrair

o analito numa fase estacionária sólida que é depois eluída de forma a recuperar o analito. Este

método permite, assim, uma pré-concentração do analito sendo o factor de pré-concentração

dependente da razão (volume de eluato/volume de amostra).

A SPE tem sido principalmente usada como método de pré-concentração associado a várias

técnicas de determinação analíticas com o objectivo de determinar a concentração total de

metal em águas naturais (Abou-El-Serbini et al., 2002; Kenduzler e Turker, 2002; Mahmoud et al.,

2003; Mustafa et al., 2002; Narin e Soylah, 2003; Saracoglu e Elci, 2002; Uzun et al., 2001).

Contudo, certas fases estacionárias apresentam alguma selectividade para a determinação de

formas químicas especificas. Logo, a SPE tem, também, sido usada em estudos de

fraccionamento de metais (Abasse et al., 2002; Abasse et al., 2003; Abollino et al., 2000;

Chakrabarti et al., 1993; Figura e McDuffle, 1980; Pesavento et al., 2001).

O conceito de extracção em fase sólida está principalmente associado à extracção em coluna

em que a fase estacionária sólida se encontra pré-empacotada em colunas comerciais prontas a

usar ou pode, ainda, ser empacotada no laboratório em colunas de vários tamanhos. No

entanto, o método de SPE tem, também, sido usado em vários estudos nos quais os autores

preferiram proceder em “batch”, ou seja colocando pequenas quantidades de resina em

contacto com a solução (Abou-El-Sherbini, 2002; Cheng et al., 1987; Sawatari et al., 1995; Yabutani

et al., 1999).

No presente trabalho, a extracção em fase sólida foi usada em “batch” para determinação do

fraccionamento de metais vestigiais em águas naturais. Logo, foi dado especial ênfase para a

SPE em “batch” na descrição teórica do método, apresentada nas seguintes secções.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

144

III.1.4.2.1. Etapas da extracção em fase sólida

A extracção em fase sólida é composta por 4 etapas fundamentais (Dean, 1998).

• O condicionamento da coluna

Quando se procede em “batch”, esta etapa corresponde à preparação e condicionamento da

fase estacionária de forma a remover qualquer tipo de impurezas e pôr a fase estacionária nas

condições mais adequadas para a aplicação da amostra.

• Fixação do analito na fase estacionária

Nesta etapa, a amostra é posta em contacto com a fase estacionária havendo transferência do

analito da solução para a fase sólida.

• Lavagem da fase estacionária

Esta lavagem permite a remoção da amostra que fica nos interstícios da fase estacionária.

• Eluição

A eluição da fase estacionária permite a recuperação do analito.

III.1.4.2.2. Composição da fase estacionária

As fases estacionárias geralmente utilizadas em estudos de fraccionamento são de três tipos

(Abasse et al., 2003; Abasse et al., 2002; Abollino et al., 2000; Chakrabarti et al., 1993; Figura e

McDuffle, 1980; Pesavento et al., 2001):

i) Troca aniónica

ii) Hidrofóbicas

iii) Troca catiónica

No presente trabalho, foram usadas, apenas, fases estacionárias de troca catiónica. Estas fases

estacionárias são redes tridimensionais de polímeros orgânicos que contêm grupos funcionais

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

145

aniónicos cuja carga está contra-balançada por um catião que pode ser trocado por um catião

da amostra segundo o equilíbrio descrito pela equação (III.1.17):

++ nt MRMn ++ tn MnMR (III.1.17)

onde Mt é o catião trocável (H+, Na+...), Mn+ o catião extraído e RMt ou RnM o complexo

metálico formado com o grupo funcional R da resina.

É, geralmente, mencionado que as resinas estão na forma ácida (ou na forma H+) quando o

ião trocável é o ião hidrogénio, e na forma de sal (ou na forma M) quando o catião trocável é

o catião Mt outro que não o H+.

Os grupos funcionais mais utilizados em resinas de troca catiónica são ácidos fortes, como o

ácido sulfónico, -SO3H, que está sempre ionizado independentemente do pH da amostra,

ácidos fracos como o ácido carbóxilico, -COOH, cuja capacidade de troca diminui com a

diminuição do pH que provoca a protonação do grupo carboxilato –COO−, ou ainda grupos

com propriedades quelantes como é o caso do ácido iminodiacético (Raitt, 1970). Estes grupos

quelantes têm, de um modo geral, propriedades ácidas e a sua protonação diminui a extensão

da complexação e, consequentemente, a sua eficiência de extracção. É de salientar que as fases

estacionárias com grupos quelantes apresentam, geralmente, maior especificidade (Raitt, 1970).

A constante de equilíbrio da equação (III.1.17) poderá ser utilizada para determinar a

selectividade de uma resina perante um par de catiões (Raitt, 1970). É de salientar que a

constante de equilíbrio termodinâmica deve ser expressa usando as actividade das espécies e

não as suas concentrações. Contudo, se considerarmos as actividades, é necessário determinar

os coeficientes de actividade das várias espécies, quer na fase líquida, quer na fase sólida (gel).

Recorre-se, portanto, à constante de equilíbrio expressa em termos de concentrações e força

iónica constante, a qual é designada por coeficiente de selectividade KC (Raitt, 1970):

[ ][ ][ ] [ ]+

+

=n

t

MRMMMR

K nt

nn

C (III.1.18)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

146

A extensão da troca de catiões entre a resina e a solução, quando o estado de equilíbrio foi

atingido pode, ainda, ser determinado pelo coeficiente de distribuição da resina KD , a força

iónica constante (Dean, 1998):

soluçãona de ãoconcentraçna resina de ãoconcentraç

M M

K n

nD +

+= (III.1.19)

Por outro lado, a capacidade de troca da resina Cp corresponde à concentração total de locais

de ligação na resina e é dada por:

Cp = [RMt] + (n ×[RnM ]) (III.1.20)

Quando se procede a extracção de Mn+ numa solução diluída, a concentração [RnM] é muito

inferior a [RMt] e, portanto, Cp ≈ [RMt].

Logo, a constante de selectividade KC pode ser expressa da seguinte forma:

( ) ( )]M[

]MR [ com

]M [nnt+

+=×≈ MK

CM K K D

PDC (III.1.21)

Uma vez que KC é a constante de equilíbrio, à força iónica constante, daqui se deduz que a

extensão da troca de metal medida por KD, depende da concentração de ião trocável Mt+ na

solução amostra.

Existem Tabelas de selectividade para as resinas mais utilizadas que permitem conhecer a

afinidade de cada resina para vários iões. De uma forma geral, as resinas extraem

preferencialmente iões com cargas elevadas, iões hidratados com volumes pequenos e,

finalmente, iões que interagem fortemente com os grupos funcionais presentes na resina e

interagem pouco com iões de cargas opostas presentes na solução

(Raitt, 1970).

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

147

III.1.4.2.2.1. Fases estacionárias utilizadas neste trabalho

Neste trabalho foram utilizadas como fase estacionária duas resinas comerciais, a Chelex 100 e

a Amberlite CG-50, que apresentam constantes de selectividade muito diferentes para os

metais estudados.

a) Resina Chelex 100

A Chelex 100 é um co-polímero de estireno e divinilbenzeno com grupos quelantes

iminodiacetato. Os grupos iminodiacetato fixam os catiões metálicos através das ligações com

os átomos de oxigénio e azoto. Assim, esta resina apresenta uma forte afinidade para os metais

pesados e para os metais alcalino-terrosos, enquanto os metais alcalinos, tais como o sódio e o

potássio, são pouco retidos. A selectividade da Chelex 100 é idêntica à selectividade do ácido

iminodiacético e a ordem de selectividade desta resina para vários catiões metálicos é bem

conhecida e pode ser consultada nos manuais que acompanham a resina (Bio-Rad laboratories;

2000). É de referir que os valores do coeficiente de selectividade da Chelex 100 dependem do

pH e da força iónica do sistema considerado, uma vez que estes dois parâmetros têm

influência sobre a protonação da resina. É recomendada a utilização da Chelex 100 a pH

neutro para obter uma boa separação dos catiões metálicos (Bio-Rad laboratories; 2000).

Uma das principais aplicações da resina Chelex 100 tem sido a pré-concentração de catiões

metálicos com vista à determinação da sua concentração total em águas naturais,

nomeadamente em amostras de águas salgadas (Baffi et al., 1992; Donat et al., 1994; Gueguen et

al., 1999; Jimenez et al., 2002; Kingston et al., 1978; Pyrzyñska e Joñca, 2000). Neste tipo de

aplicação, considera-se que a resina extrai praticamente a totalidade do catião metálico

presente na amostra. Contudo, os trabalhos publicados por Florence e Batley (1975, 1976) e

Florence (1977) demonstram que a Chelex 100 é selectiva na adsorção de catiões metálicos e

que esta selectividade pode ser utilizada para diferenciar fracções lábeis e não lábeis de metais

pesados. Por essa razão, a Chelex 100 é, também, utilizada em estudos de fraccionamento de

metais em águas naturais. Assim, foi demonstrada, para vários metais, a existência de uma

fracção não lábil em extracções com a Chelex 100, em diferentes tipos de águas naturais (Batley

e Gardner, 1978; Batley, 1989; Florence e Batley, 1976; Florence e Batley, 1975; Florence, 1977). É de

referir que, no caso da Chelex 100, a existência de uma fracção não-lábil não se deve apenas a

razões cinéticas ou termodinâmicas. Neste caso, a estrutura física da resina é importante

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

148

porque a Chelex 100 tem um tamanho de poros próximo de 1,5 nm, o que impossibilita a

extracção de catiões metálicos associados a grandes moléculas ou a partículas coloidais (Apte e

Batley, 1995). Por exemplo, o cobre e o chumbo são catiões que adsorvem com facilidade nos

coloídes de hidróxido de Fe(III) ou sobre macro-moléculas orgânicas. Logo, estes catiões

metálicos adsorvidos constituem uma parte da fracção não lábil de cobre ou chumbo,

determinado com a Chelex 100 (Batley, 1989; Florence, 1982).

b) Resina Amberlite CG-50

A segunda fase estacionária, usada no presente trabalho, foi a Amberlite CG-50, uma resina

ácida polimetacrílica de troca catiónica, que contém grupos carboxílicos. Este tipo de resina

tem, geralmente, maior afinidade para os catiões metálicos com maiores cargas. Este facto

deve-se às interacções electrostáticas entre os grupos de troca da resina e os iões metálicos

com maiores cargas. Por essa razão, estas resinas apresentam, geralmente, maior selectividade

na troca de catiões metálicos alcalino-terrosos do que na troca de catiões metálicos alcalinos

(Hayashita et al., 1991).

A adsorção de catiões na resina Amberlite CG-50, nomeadamente o mecanismo envolvido,

depende da valência do catião considerado. Enquanto que a adsorção de um catião metálico

monovalente numa resina ácida com grupos carboxílicos ocorre seguindo um único

mecanismo, para a adsorção de catiões metálicos M2+ divalentes existem dois mecanismos

possíveis:

RHM 22 ++ ++ HMR 22 (III.1.22)

−+ ++ XRHM 2 ++ HRMX (III.1.23)

onde RH representa os sítios de troca iónica da resina e X- representa um anião da solução.

Quando o catião metálico divalente interage com dois sítios de troca iónica, para formar uma

estrutura quelante (equação III.1.22), ocorre uma adsorção do tipo 2:1. Por outro lado, a

adsorção do tipo 1:1, acompanhada por um anião da solução, pode também suceder (equação

III.1.23) (Hayashita et al., 1991).

Pesavento et al. (2001) utilizaram a resina Amberlite CG-50 em conjunto com a Chelex 100 para

determinar a capacidade de complexação do Cu(II) e do Al(II) de uma solução aquosa de

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

149

ligandos. Segundo Pesavento et al. (2001), a principal diferença entre estas duas resinas reside no

facto da Amberlite CG-50 formar, com os catiões metálicos, ligações menos fortes sendo, por

isso, menos eficiente na competição com os ligandos existentes na amostra. Assim, a utilização

conjunta da Amberlite CG-50 e da Chelex 100 em estudos de fraccionamento permite definir

uma fracção suplementar não definida quando se usa apenas a Chelex 100:

i) metal lábil: extraído pelas duas resinas;

ii) metal moderadamente lábil: extraído apenas pela Chelex 100;

iii) metal inerte: não extraído pelas duas resinas.

Contudo, de uma forma geral, a resina Amberlite CG 50 é pouco utilizada em estudos de

fraccionamento de metais em águas naturais.

III.1.4.2.3. Preparação e condicionamento da fase estacionária

A preparação e o condicionamento da fase estacionária é uma etapa muito importante destes

métodos de extracção, sendo necessário muito rigor e atenção na sua execução.

Num primeiro passo, as resinas são tratadas com ácido, de modo a remover todos os catiões

presentes na resina, sendo, de seguida, lavadas com quantidades abundantes de água ultrapura.

Obtém-se, assim, a resina na forma H+. Contudo, dependendo do estudo a realizar, poderá ser

necessário converter a resina em outra forma, com intuito de aumentar a extensão da adsorção

de catiões metálicos, ou condicionar a resina com a matriz de trabalho.

As resinas têm sido usadas na forma H+ (Lin e Nriagu, 1999; Pesavento et al., 2000; Pesavento e

Biesuz, 1995; Pyrzyñska e Joñca, 2000; Vasconcelos et al., 1996; Viana et al., 1999), Na+ (Cheng et al.,

1994; Mandal et al., 1999; Vasconcelos e Azenha, 1996), NH4+ (Gueguen et al., 1999; Jimenez et al.,

2002; Liu e Ingle, 1989; Vasconcelos e Leal, 1997), Fe2+ ( Ferri e Sangiorgio, 1996) ou Ca2+ (Figura e

McDuffle, 1979; Figura e McDuffle, 1980). A escolha do contra ião depende inteiramente do

estudo realizado e, nomeadamente, do ou dos catiões a serem extraídos, bem como da

amostra (matriz salina, quantidade de ligandos naturais).

O pH é um parâmetro importante que deve ser muito bem controlado ao longo da

equilibração da amostra com a fase estacionária sendo necessário ter em consideração que a

extensão da troca de catiões entre a amostra e a resina, medida por KD, depende directamente

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

150

do pH (ver secção III.1.4.2.2). Por outro lado, as resinas, tais como a Chelex 100, podem ser

consideradas como ácidos e, assim, o pH da mistura resina/solução pode ser afectado pela

própria resina e variar ao longo da extracção (Pai, 1988). Por estas razões, é de prática comum

condicionar a resina com um tampão de pH igual ao da amostra a analisar (Donat et al., 1994;

Gueguen et al., 1999; Jimenez et al., 2002; Liu e Ingle, 1989, Mandal et al., 1999; Pyrzyñska e Joñca,

2000). Recorre-se, geralmente, à utilização de tampões de pH quando a resina é usada em

coluna. A resina é condicionada na coluna e, imediatamente antes de se introduzir a amostra,

passa-se um volume de solução de tampão, seguido do mesmo volume de água ultrapura.

Garante-se, desta forma, que o pH da amostra não irá ser alterado quando esta entrar em

contacto com a resina. No entanto, os tampões utilizados poderão ser fontes de contaminação

(Viana et al., 1999; Cheng et al., 1994). Por essa razão, utilizou-se, no presente trabalho, uma

solução alternativa à utilização de tampões que consiste em deixar a resina a equilibrar com

água ultrapura cujo pH é mantido igual ao da amostra por adição de base forte (NaOH) ou de

ácido forte (HCl).

Numa última fase, a resina deverá ser pré-equilibrada com uma solução de composição em

catiões maioritários, similar à da amostra (Apte e Batley, 1995). Desta forma, estes catiões já não

entram em competição com os catiões vestigiais para os sítios de fixação da resina e não

interferem, assim, na determinação da fracção lábil de metal. Por outro lado, se este

tratamento não for realizado, há possibilidade de ocorrer uma variação da composição da

amostra durante o período de equilibração, o que poderá afectar a especiação dos metais

vestigiais na amostra.

III.1.4.2.4. Factores que influenciam a fixação do analito na fase estacionária

A fixação do analito na fase estacionária depende essencialmente do tempo de contacto entre

a fase estacionaria e a amostra, da razão massa de resina/volume de solução (mr/VS) e ainda

do pH da solução.

a) Tempo de contacto

É evidente que, quanto maior o tempo de contacto, maior será a quantidade de metal retido,

sendo o limite máximo alcançado quando o equilíbrio entre a solução e a resina é atingindo.

Efectivamente, com tempos de equilibração maiores, os complexos metálicos têm mais tempo

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

151

para se dissociarem, logo a quantidade extraída pela resina será maior. Assim, o tempo de

extracção usado nos estudos de fraccionamento de metais por SPE pode ter influência sobre a

fracção lábil de metal determinada devido ao efeito da cinética de dissociação dos complexos

naturais presentes na amostra. Refere-se que este parâmetro poderá ser usado para a realização

do fraccionamento cinético de metais em águas naturais.

A extracção de catiões metálicos com resinas pode ser conduzida seguindo dois

procedimentos, a extracção em coluna e a extracção em “batch”, os quais permitem variar o

tempo de extracção de poucos segundos até várias horas (Viana et al., 1999). A extracção em

coluna é usualmente utilizada quando o tempo de contacto entre a resina e a amostra é curto.

Chakrabarti et al.(1993) consideram que a utilização da resina Chelex 100 em coluna é ideal

quando se pretende tempos de contacto de 6 a 9 s. Ao contrário, os estudos em “batch” são

mais eficientes quando se utilizam tempos de contacto mais longos (horas) porque, no caso da

coluna, isto exige a utilização de caudais muito reduzidos.

O tempo de contacto resina/solução necessário para se atingir um estado de equilíbrio entre

as duas fases depende de muitos factores. Por essa razão, este é, geralmente, escolhido de

forma mais ou menos arbitrária, podendo variar de poucos minutos (Ferri e Sangiorgio, 1996)

até mais de 24 horas (Baffi et al., 1992). Contudo, segundo Pesavento et al. (1999), é preferível

usar tempos de equilíbrio longos quando os níveis de concentração em metais são baixos, na

ordem dos nanomolar, e quando não se conhecem as espécies presentes em solução.

b) razão volume de solução/massa de resina (mr/VS)

É importante trabalhar com uma razão massa de resina/volume de solução (mr/Vs)

suficientemente elevada para se garantir que a resina esta em grande excesso em relação a

quantidade de catiões presentes em solução (Pesavento e Biesuz, 1995). Desta forma é possível

considerar Cp≈[RMt] e de acordo com a equação (III.1.21), o valor de KD (coeficiente de

distribuição da resina) será tanto maior quanto maior for a concentração de RMt, o que

significa que, quanto maior a quantidade de resina, maior a quantidade de metal extraído.

Este excesso de resina é, ainda, imposto pelo próprio método quando se procede em “batch”.

Efectivamente, para deslocar o equilíbrio da equação (III.1.17) no sentido directo de modo a

remover todo o metal existente em solução, um dos reagentes deve encontrar-se em largo

excesso e por isso, é necessário ter um excesso de resina. Esta última condição permite

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

152

considerar que a quantidade de locais de ligação da resina ocupados pelo catião trocável é

constante durante a extracção. É de salientar que, na ausência de ligandos (todo o metal

encontra-se na forma livre), a resina extrai 100% dos catiões presentes em solução se a razão

massa de resina/volume de solução (mr/VS) utilizada for suficientemente elevada para garantir

um excesso de resina.

c) pH da solução

O pH é também um parâmetro importante que deve ser controlado durante todo o período

de contacto entre a amostra e a fase estacionária. Efectivamente, a eficiência das resinas é

muito dependente do pH. A extensão da troca de catiões entre a resina e a solução, medida

por KD, varia com a concentração de ião trocável na solução. Assim, no caso da resina na

forma H+, o valor de KD depende do pH. Por outro lado, segundo Pesavento e Biesuz (1995), os

catiões metálicos podem formar 3 tipos de complexo dentro da resina, ML, ML2 e M(HL)2,

segundo o pH da solução. Logo é possível concluir que a fracção de catiões metálicos

extraídos pela resina está directamente relacionada com o pH da solução. Assim, é necessário

tentar minimizar as variações de pH ao longo da extracção. Por outro lado, as variações do pH

da solução podem dar origem a variações da especiação dos metais e consequentemente dar

origem a resultados errados em termos de fraccionamento. Apesar do pH óptimo variar de

metal para metal, pode-se encontrar uma determinada gama que englobe a maioria dos metais;

normalmente ao valor de pH 6,5 as resinas apresentam boas percentagens de remoção da

maioria dos metais (Pai, 1988).

III.1.4.2.5. Lavagem e eluição da fase estacionária

Após a fase de contacto da amostra com a fase estacionária, procede-se a uma lavagem da

resina com uma solução que permita remover o excesso de amostra que pode permanecer nos

interstícios da fase estacionária. No caso da extracção de catiões metálicos com resinas, esta

lavagem é geralmente realizada com água ultrapura que assegura a inalterabilidade da

quantidade de catiões extraídos.

Numa segunda fase, o analito adsorvido na fase estacionária deve ser quantitativamente eluído.

A eluição das resinas é realizada com ácido diluído. Se o volume de ácido utilizado para a

eluição for significativamente inferior ao volume da amostra, será, assim, possível realizar,

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

153

simultaneamente, uma pré-concentração da amostra. No entanto, se os níveis de concentração

de catiões metálicos forem suficientemente elevados para permitir a determinação da

concentração total de catião metálico na amostra antes e depois da equilibração com a resina,

será preferível determinar a fracção lábil por diferença, o que permitirá reduzir os problemas

de contaminação durante a eluição. Este método foi preferido por Pesavento e Biesuz (1995) para

determinar, simultaneamente, a concentração de catião metálico livre e a concentração total de

catião metálico em amostras sintéticas.

.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

154

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

155

III.2. Detalhes experimentais usados no fraccionamento de metais vestigiais em

águas estuarinas

III.2.1. Reagentes e Soluções

Os reagentes utilizados durante a realização deste trabalho são todos de qualidade analítica:

HEPES (ácido-N-2-hidroxiétilpiperazina-N´-2-etanosulfónico) (Sigma/Aldrich),

8-hidroxiquinolina, ácido nítrico 65%, hidróxido de sódio, carbonato de sódio, nitrato de

sódio, ácido clorídrico 37 %, óxido de manganês (IV), EDTA (ácido

etilenodiaminotetraacético), NTA (ácido nitrilotriacético) e ácido cítrico (todos da Merck) e

soluções padrão de diversos metais BDH Spectrosol (1000 ppm).

Todas as soluções foram preparadas com água ultrapura obtida de um sistema Milli-Q,

Millipore.

A solução sintética de água do mar, de salinidade 26, usada neste trabalho, tem a seguinte

composição:

[Na+] = 0,265 M [CO32-] = 2,45×10-4 M

[Mg2+] = 0,0203 M [Cl-] = 0,265 M [SO4

2-] = 0,0203 M

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

156

Para preparar a solução sintética de água do mar, de salinidade 13, a solução anterior foi

diluída com água ultrapura (factor de diluição: 2).

Quando necessário, certas soluções foram purificadas para remover iões metálicos pesados

presentes como impurezas. A purificação foi conseguida por contacto com uma suspensão de

MnO2 (5 mg.L-1) durante, pelo menos, 24 horas (van den Berg e Kramer, 1979), seguida de

filtração através de uma membrana de acetato de celulose de 0,45 μm de diâmetro de poro

(Millipore Corporation).

III.2.2. Amostras de águas naturais

As amostras de águas naturais usadas neste trabalho são provenientes do Largo do Laranjo

situado numa zona considerada poluída da Ria de Aveiro. As amostras foram recolhidas em

frascos de plástico previamente lavados com ácido nítrico (4 M) e filtradas sob membrana

Millipore (0,45 μm). As amostras foram depois divididas em duas alíquotas sendo uma delas

usada directamente (sem qualquer tratamento) para a determinação do fraccionamento do

cobre, do cádmio e do chumbo e a outra foi acidificada com HCL (1M) e conservada a 4ºC.

Esta alíquota foi posteriormente utilizada para determinar a concentração total de cobre,

cádmio e chumbo nas amostras de água.

III.2.3. Lavagem do material

O material usado na preparação e armazenamento de soluções, bem como as células

electroquímicas e seus acessórios, os frascos de polietileno e as unidades de filtração foram

lavados de acordo com os procedimentos usuais de forma a prevenir contaminação com iões

metálicos. Após uma lavagem de 24 horas com detergente aniónico (Decon 90) e passagem

por água destilada, o material de vidro foi colocado numa solução de ácido nítrico 4 M

durante 24 horas e, em seguida, passado por água ultrapura.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

157

III.2.4. Instrumentação e procedimento geral utilizado nos métodos voltamétricos

III.2.4.1. Instrumentação

Nos estudos voltamétricos, foram utilizados os analisadores electroquímicos BAS 100B/W

(Bioanalytical Systems) ou Autolab PGSTAT 12, ambos ligados a um computador com o

software BAS 100W- versão 2.1 (1995) e GPES – versão 4.7, respectivamente.

O eléctrodo utilizado neste trabalho foi o eléctrodo de gota de mercúrio e os filmes de

mercúrio. Usou-se para esse efeito o stand PAR 303A (Eg&G/PAR) no caso do analisador

electroquímico BAS 100B/W e o stand 663 VA Stand (Metrohm) no caso do analisador

electroquímico Autolab. Em ambos os casos, funcionou-se no modo HMDE com tamanho de

gota médio. O eléctrodo auxiliar foi um fio de Pt e o eléctrodo de referência o de Ag/AgCl

(KCl sat.). No PAR 303A, foi utilizado o agitador magnético PAR 305 controlado pelo

próprio analisador electroquímico.

O eléctrodo de referência utilizado em todo este trabalho foi o eléctrodo de Ag/AgCl (K sat.)

pelo que todos os potenciais referidos neste trabalho são relativos a este eléctrodo.

As células electroquímicas, em borossilicato de sódio, usadas neste trabalho foram as

fornecidas com o equipamento.

O sistema de irradiação utilizado para destruir a matéria orgânica presente nas amostras de

água é constituído por 4 lâmpadas de ultravioleta (15 Watts cada).

III.2.4.2. Procedimento Geral

As soluções a ensaiar (volume de 9-10 mL no stand PAR ou 20 mL no stand Metrohm) foram

colocadas na célula voltamétrica e desarejadas com N2 (R) durante pelo menos 10 minutos no

caso do stand PAR. No caso do stand Metrohm, o sistema de desarejamento é mais eficiente

sendo suficiente 5 minutos de desarejamento.

Em todos os estudos foram registados três voltamogramas réplica para cada conjunto de

parâmetros experimentais. O voltamograma do electrólito suporte foi também registado e

posteriormente subtraído do voltamograma da solução teste. Os parâmetros característicos

das funções de potencial aplicadas dependem não só da técnica, mas, também, do ensaio em si

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

158

mesmo e serão descriminados ao longo do texto no capítulo de apresentação dos resultados.

Os valores característicos dos voltamogramas (E1/2, Ip, etc...) são determinados

automaticamente ou manualmente no analisador após definição da melhor linha de base do

pico voltamétrico.

O procedimento experimental geral usado no caso do AdCSV foi o seguinte:

i) 10 ou 20 mL de amostra ( nos estudos de optimização foram usadas soluções

sintéticas);

ii) adiciona-se um volume de oxina concentrada (0,01 M) para que a solução ficasse

10-5 M em concentração final;

iii) adiciona-se um volume de HEPES concentrado purificado (0,01 M) para que a

solução fique 1,00×10-4 M em concentração final;

iv) quando se trata de soluções sintéticas ou quando se realiza rectas de calibração,

adiciona-se um determinado volume de solução de padrão misto de cobre, cádmio e

chumbo de modo a obter a concentração pretendida;

v) regista-se o voltamograma.

No caso do ASV, é apenas necessário medir o volume desejado de amostra, adicionar o

volume de padrão misto e registar o voltamograma.

Quando foram realizadas rectas de calibração, realizou-se uma purga de 30 s após cada adição

de metal. As rectas de calibração são realizadas pela metodologia de adição sucessiva de

padrão.

III.2.4.3. Determinação da intensidade dos picos nos voltamogramas obtidos por ASV e AdCSV

Na maior parte dos voltamogramas a intensidade dos picos foi determinada automaticamente

usando o “software” de tratamento de dados fornecido com o equipamento. No entanto, em

certos casos em que a linha de base era mais distorcida ou que os picos estavam mal definidos,

foi necessário determinar manualmente a intensidade de cada pico.

Os exemplos apresentados na Figura III.2.1 resumem os principais casos encontrados.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

159

Figura III.2.1: Determinação da intensidade dos picos nos voltamogramas obtidos por AdCSV e ASV.

0,0E+00

1,0E-09

2,0E-09

3,0E-09

4,0E-09

-1-0,8-0,6-0,4-0,20

E (V)

I (A)Ip (Cd2+)

Ip (Pb2+)

Ip (Cu2+)

0,0E+00

4,0E-09

8,0E-09

1,2E-08

-1 -0,8 -0,6 -0,4 -0,2 0 0,2E(V)

I (A)

Ip (Cu2+)

Ip (Pb2+) Ip (Cd2+)

4

3

Ip (nA) 2

1

0

E (mV)

E (mV)

0

4

Ip (nA)

8

12

AdCSV

ASV

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

160

III.2.5. Procedimento geral utilizado no método de extracção em fase sólida

III.2.5.1. Lavagem das resinas

As resinas utilizadas neste trabalho foram a Chelex 100 (50-100 mesh) fornecida na forma Na+

pela Bio-Rad e a Amberlite CG-50 ( 100-200 mesh) fornecida na forma Na+ pela Sigma-

Aldrich. Numa primeira fase, a resina deverá ser transformada na sua forma protonada e

purificada para eliminar os catiões metálicos presentes como contaminantes.

Para esse efeito utiliza-se HCl ( 2 M) e procedeu-se da forma que se apresenta de seguida.

i) Colocou-se uma massa definida de resina junto com um volume definido de ácido

clorídrico 2M num erlenmeyer. No caso, das resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50,

procedeu-se com 10 g de resina para 550 mL de ácido; no caso da Dowex 50W-X8,

realizou-se uma lavagem prévia com metanol, de modo a eliminar qualquer vestígio de

matéria orgânica e só depois, misturou-se 100 g de resina com 1 litro de ácido.

ii) Deixou-se sob agitação durante a noite (agitação magnética).

iii) No dia seguinte, decantou-se a resina eliminando-se assim o excesso de HCl

iv) Lavou-se a resina várias vezes com água ultrapura até o pH da água de lavagem ter um

valor perto de 6,0.

v) Filtrou-se a resina por membrana 0,45 μm, transferiu-se para um vidro de relógio e

colocou-se na estufa a 40ºC.

vi) Foi-se controlando a secagem por pesagem até obter um valor constante.

As resinas podem rapidamente ser regeneradas para serem re-utilizadas seguindo o mesmo

procedimento.

A transformação das resinas para as formas Na+ ou Na+/Mg2+ foi realizada da mesma forma

que para a passagem a forma protonada sendo a solução de ácido substituída por uma solução

de NaNO3 (2M) ou por uma solução sintética de água salgada.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

161

III.2.5.2. Procedimento de base

Em todos os estudos realizados com resinas, o procedimento de base foi o seguinte:

i) Começou-se por pesar uma massa definida de resina em frascos de plástico (polietileno de

alta densidade); A massa de resina utilizada depende da resina usada e do volume de

amostra.

ii) A cada frasco, adicionou-se um volume definido de solução.

iii) agitou-se esta mistura por agitação rotativa durante um certo tempo (o tempo de agitação

necessário foi um dos parâmetros estudados).

iv) Filtrou-se a solução contida em cada frasco de modo a separar a resina. Utilizou-se para esse

efeito um funil de prego. Após remoção da resina, mediu-se o pH da solução (pH de

equilíbrio). Nos casos em que se procedeu a eluição da resina, esta foi transferida para

frascos de plástico, com o auxílio de uma pipeta de Pasteur e de 15 mL de ácido de eluição

(ácido nítrico 1M).

v) Os frascos contendo a resina e o ácido de eluição foram agitados durante um tempo

superior a uma hora.

vi) Para separar a resina do eluente filtrou-se a solução com um filtro (membrana 0,45 μm)

adaptado numa seringa e recuperou-se o eluente para determinação posterior da

concentração de metais extraídos pela resina, por Espectrofotometria de Absorção Atómica

em Chama ou por Voltametria de Redissolução Anódica.

vii) A resina foi toda transferida com água ultrapura para um frasco, tendo sido posteriormente

recuperada.

III.2.5.3. Determinação da concentração de metais por F-AAS e ASV no ácido de eluição das resinas

A determinação da concentração de cobre, de cádmio, de chumbo no ácido de eluição foi

realizada por F-AAS ou por ASV segundo os níveis de concentração em metais considerados.

No caso da F-AAS, a determinação da concentração dos metais foi obtida por calibração com

5 padrões. Os padrões foram preparados na mesma matriz que as amostras. O coeficiente de

correlação r das rectas de calibração tinha sempre um valor igual ou superior a 0,998.

Realizaram-se sempre 5 réplicas de cada medição e usou-se o valor médio.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

162

No caso da ASV, a determinação da concentração dos metais foi realizada por calibração pelo

método de adição de padrão a um dos brancos de extracção tendo-se realizado 5 adições de

padrão. O coeficiente de correlação r destas rectas de adição padrão tinha sempre um valor

igual ou superior a 0,998. Realizaram-se sempre 5 réplicas de cada medição e usou-se o valor

médio.

III.2.6. Tratamento estatístico dos resultados

O limite de detecção das técnicas analíticas foi determinado como sendo igual a 3 vezes o

desvio padrão do branco.

Os valores dos desvio padrão Sa e Sb dos parâmetros a e b da equação y = bx + a de uma recta

de calibração foram determinados usando as formulas seguintes (Miller e Miller, 1993):

( )

21

2

2

⎪⎪⎭

⎪⎪⎬

⎫

⎪⎪⎩

⎪⎪⎨

⎧

−=

∑

∑

ii

ii

y/xaxxn

x S S (III.2.1)

( ) 21

2

⎪⎭

⎪⎬⎫

⎪⎩

⎪⎨⎧

=

∑i

i

y/xb

x - x

S S (III.2.2)

em que ( ) 2

12

2⎪⎪⎭

⎪⎪⎬

⎫

⎪⎪⎩

⎪⎪⎨

⎧

=∑

n -

y - y S i

ii

y/x (III.2.3)

onde iy é o valor de y calculado com a recta de calibração, n o numero de pontos da recta e

x o valor médio de x.

O intervalo de confiança do valor de a e b é portanto dado respectivamente por a ± tSa e

b ± tSb onde t corresponde ao valor tabelado do t de Student que pode ser escolhido para um

determinado nível de confiança e para (n-2) graus de liberdade (Miller e Miller, 1993).

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

163

O intervalo de confiança para os valores de concentração x calculados a partir das respectivas

rectas de calibração foi determinado usando a seguinte formula (Miller e Miller, 1993):

x ± tSx (III.2.4)

Com ( )

( )

21

22

2011

⎪⎪⎭

⎪⎪⎬

⎫

⎪⎪⎩

⎪⎪⎨

⎧

++=∑

ii

y/xx

x - xb

y - y

n

m

bS

S (III.2.5)

onde m é o número de leituras, y , o valor médio de y (valores de y usados na recta de

calibração, x , a concentração da amostra, y0 , o valor médio do sinal obtido para a amostra e o

t o parâmetro de Student escolhido para (n-2) graus de liberdade e o nível de confiança

desejado. Neste trabalho todos os intervalos de confiança foram determinados com 95% de

confiança.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

164

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

165

III.3. Técnicas voltamétricas de fraccionamento de metais vestigiais em águas

estuarinas: optimização dos métodos

III.3.1. Introdução

As duas técnicas voltamétricas utilizadas neste trabalho foram a voltametria de redissolução anódica

(ASV) e a voltametria de redissolução catódica com acumulação adsortiva (AdCSV) com o eléctrodo de gota

de mercúrio suspensa (HMDE).

A AdCSV é uma técnica usada por vários autores (Colombo e van den Berg, 1997; Collado-Sánchez

et al., 1996; Jin e Gogan, 2000; van den Berg, 1986) para determinar o fraccionamento de metais

vestigiais em águas naturais. No entanto, os parâmetros experimentais utilizados em cada um

desses trabalhos variam bastante. No presente trabalho, foram optimizados vários parâmetros

experimentais da AdCSV e, posteriormente, realizaram-se rectas de calibração em água salgada

e em água doce para avaliar o efeito da matriz salgada sobre a sensibilidade da técnica.

No caso da ASV, estudou-se o efeito do tempo de acumulação e ainda da técnica

electroanalítica utilizada no passo de redissolução. Foram depois realizadas várias rectas de

calibração numa solução sintética de água salgada e comparou-se a sensibilidade da ASV e da

AdCSV. A ASV foi posteriormente utilizada para determinar o fraccionamento de cobre,

cádmio e chumbo em amostras de águas naturais.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

166

III.3.2. Voltametria de redissolução catódica com acumulação adsortiva (AdCSV)

III.3.2.1. Efeito da concentração de oxina e do pH da solução estudada

A oxina, usada como ligando competitivo no método de AdCSV tem que estar sempre em

grande excesso ( perto de 1000 vezes) perante a concentração total de todos os outros catiões

presentes em solução. No caso de estudos em água salgada, a concentração dos catiões

maioritários Na+ e Mg2+ não é tida em consideração, visto a constante de estabilidade dos

complexos formados pela oxina e estes catiões metálicos ter um valor muito baixo em relação

aos metais estudados (Cu(II), Cd(II) e Pb(II)) (Martell e Smith, 1973-1989).

Variou-se a concentração de oxina de modo a determinar a concentração ideal para a

determinação de Cu2+, Cd2+ e Pb2+ por AdCSV. A corrente de redução do complexo formado

com estes metais foi medida por AdCSV (DP) numa solução de água ultrapura com

HEPES (1,00×10-4 M)# e [Cu2+] = [Cd2+] = [Pb2+] = 1,00×10-9 M; a acumulação foi feita

durante 60 segundos em Eac = -1,1 V seguido de um período de equilibração de 10 s ao

potencial -0,15 V. Este valor de potencial de acumulação foi recomendado por van den Berg

(1986) para a determinação de Cu2+, Cd2+ e Pb2+ por AdCSV. Os resultados obtidos (média e

desvio padrão de três réplicas) estão apresentados na Figura III.3.1.

Como é possível verificar, para concentrações de oxina entre 1,00×10-5 e 2,00×10-5 M, a

intensidade dos picos de cobre, cádmio e chumbo não varia de maneira significativa. Este

resultado está de acordo com os resultados obtidos por Collado Sanchez et al.(1996), que

também estudaram o efeito da concentração de oxina e mostraram que a concentração óptima

de oxina encontra-se entre 6,0×10-6 M e 16,0×10-5 M. van den Berg (1986) recomenda, também,

a utilização de concentrações de oxina entre 0,8×10-5 e 2,0×10-5 M para a determinação de

cobre, cádmio e chumbo em águas do mar.

Pode, então, concluir-se que a concentração de oxina no intervalo [1,00×10-5-2,00×10-5M] não

tem qualquer influência sobre os resultados obtidos. Em todo este trabalho foi utilizada uma

# Nota: Esta concentração de tampão HEPES foi recomendada por Colombo e van den Berg (1997). A utilização

deste tampão nesta concentração permite manter o pH a um valor próximo de 7,7.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

167

concentração de oxina igual a 1,00×10-5 M. Preferiu-se, assim, usar uma concentração de oxina

mais baixa, a qual permite eliminar a interferência do pico de redução da própria oxina que

pode aparecer para concentrações mais elevadas e interferir com o pico do cádmio (van den

Berg, 1986), embora esta interferência nunca tenha sido observada no presente trabalho.

Figura III.3.1: Efeito da concentração de oxina sobre a intensidade dos picos de cobre, cádmio e chumbo duma solução 1,00×10-4 M em HEPES e 1,00×10-9 M em Cu2+, Cd2+, Pb2+. Os valores apresentados são a média de três réplicas e o desvio padrão respectivo.

Outro factor a ter em consideração é o pH da solução estudada. Efectivamente, de acordo

com a equação (III.3.1) que descreve a formação do complexo metal-oxina, o complexo

metal-oxina é mais estável para concentrações baixas de H+.

HLM 22 ++ ++ HML 22 (III.3.1)

Cobre

0,0

1,0

2,0

3,0

0,5 1,0 1,5 2,0 2,5

Concentração de oxina ( 10-5 M )

Ip (nA)

Cádmio

0,0

1,0

2,0

3,0

0,5 1,0 1,5 2,0 2,5

Concentração de oxina (10-5 M )

Ip (nA)

Chumbo

1,5

2

2,5

3

0,5 1,0 1,5 2,0 2,5

Concentração de oxina (10-5 M )

Ip (nA)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

168

No entanto, para valores de pH muito elevados (superiores a 9), os iões OH- poderão

competir com a oxina pela complexação dos catiões metalicos, nomeadamente no caso do

chumbo e do cobre.

No método proposto por van den Berg (1986), o pH recomendado é igual a 7,7. Ao longo deste

trabalho, verificou-se que sempre que o pH da solução estudada é superior ou inferior a este

valor, o valor da intensidade dos picos de redução do cobre, cádmio e chumbo diminui. Por

essa razão, utilizou-se o tampão HEPES que permite manter as soluções a valores de pH

próximos de 7,6-7,8. Contudo, este tampão não é suficientemente forte para ajustar o pH das

soluções a estes valores. Foi, portanto, necessário ajustar o pH da solução estudada a um valor

próximo de 7,7 por adição prévia de NaOH. Note-se que este valor de pH é muito próximo

dos valores que se encontram habitualmente nas águas naturais, pelo que a variação de pH é

quase sempre mínima e este ajuste de pH pouco afectará a especiação dos metais estudados

presentes na amostra.

III.3.2.2. Efeito do potencial de acumulação Eac e do potencial inicial de varrimento Ei

Nesta secção, avaliou-se o efeito do potencial de acumulação e do potencial inicial de

varrimento sobre a intensidade dos picos de cobre, cádmio e chumbo obtidos por AdCSV

(DP). Utilizou-se uma solução preparada em água ultrapura com oxina (1,00×10-5 M), HEPES

(1,00×10-4 M) e [Cu2+] = [Cd2+] = [Pb2+] = 16,7×10-9 M. Usou-se um tempo de acumulação de

60 segundos e um tempo de equilibração de 10 segundos. Os dois potenciais de acumulação

comparados foram -1,1 V e -0,15 V com potenciais iniciais de varrimento iguais a -0,15 V e

-0,43 V para cada um dos Eac. Os resultados obtidos estão apresentados na Tabela III.3.1

(média e desvio padrão de três réplicas) e na Figura III.3.2.

Como é possível verificar na Figura III.3.2, os complexos formados pela oxina com o Cu(II) e

o Pb(II) têm potenciais de redução muito próximos (ECu/ox = -0,41 V; EPb/ox = -0,49 V), o

que pode provocar, em certos casos, uma sobreposição dos picos de chumbo e cobre ou uma

deformação do pico do chumbo. De modo a tentar definir com mais rigor o pico do chumbo,

o inicio do varrimento de potenciais pode ser feito em -0,43 V, após o sinal do cobre.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

169

Tabela III.3.1: Efeito do potencial de acumulação e do potencial inicial de varrimento sobre a intensidade dos picos de cobre, cádmio e chumbo obtidos por AdCSV (DP) numa solução 1,00×10-5 M em oxina, 1,00×10-4 M em HEPES e 16,7×10-9 M em Cu2+, Cd2+ e Pb2+. Os valores apresentados são a média de três réplicas e o desvio padrão respectivo.

Cobre Chumbo Cádmio

Eac =-1,1 V Ei = -0,15 V (39,1 ± 0,2) nA (5,86 ± 1,21) nA (5,41 ± 1,33) nA

Eac = -1,1 V Ei = -0,43 V

(7,28 ± 0,39) nA (2,84 ± 0,33) nA

Eac = -0,15 V Ei = -0,15 V (43,8 ± 0,5) nA (1,16 ± 0,07) nA (5,27 ± 0,01) nA

Eac = -0,15 V Ei = -0,43 V

(1,83 ± 0,09) nA (0,67 ± 0,22) nA

Segundo a Tabela III.3.1, quando a acumulação é feita a um potencial mais negativo (-1,1 V), a

intensidade dos picos de cádmio e chumbo é sempre maior, qualquer que seja o potencial

inicial de varrimento. No caso do cobre, os picos obtidos quando a acumulação é feita a

-0,15 V têm maiores intensidades do que os picos obtidos com Eac = -1,1 V. No entanto a

diferença entre os dois casos é apenas de 10 %, portanto, será mais vantajoso realizar a

acumulação dos metais a -1,1 V quando se pretende estudar os três metais em simultâneo. Jin e

Gogan (2000), num estudo da complexação do cobre, usaram também um potencial de

acumulação de -1,1 V. Este valor de potencial de acumulação foi recomendado por van den

Berg (1986) para determinação de cobre, cádmio e chumbo em água do mar por AdCSV com

oxina. Nestas condições, parte dos catiões metálicos complexados pelo ligando competitivo

podem ser reduzidos a amalgama pela aplicação deste potencial de acumulação. Durante a

etapa de equilibração a potenciais mais positivos, o metal vai ser re-oxidado no eléctrodo de

mercúrio e será, depois, novamente complexado pela oxina adsorvida na superfície do

electrodo (Jin e Gogan, 2002).

Por outro lado, no caso do chumbo, o potencial inicial de varrimento também teve influência

sobre a intensidade do pico. Efectivamente, este pico tem maior intensidade quando o

varrimento é iniciado logo após o potencial de redução do complexo oxina/cobre (Ei = -0,43

V). Contudo, observa-se uma diminuição consideravél da intensidade do pico de cádmio

quando o varrimento é iniciado a -0,43 V. Logo, nos casos em que os picos do cobre e do

chumbo se encontram sobrepostos, poderá ser interessante usar um valor de Ei igual a -0,43 V

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

170

para determinar o pico do chumbo sendo, no entanto, preferível determinar o pico de cádmio

com Ei = -0,15 V.

Pode, então, concluir-se que o melhor potencial para a acumulação no eléctrodo de mercúrio

dos 3 metais estudados é igual a -1,1 V. O potencial inicial de varrimento indicado para a

determinação simultânea dos 3 metais é Ei = -0,15 V. No entanto, um potencial inicial igual a

-0,43 V poderá ser utilizado para definir melhor o pico do chumbo.

Figura III.3.2: Voltamogramas obtidos por AdCSV (DP) para uma solução 1,00×10-5 M em oxina, 1,00×10-4 M em HEPES e 16,7×10-9 M em Cu2+, Cd2+, Pb2+ com Eac= -0,15 V ( ) ou -1,1 V (_____); tac = 60 s; Ei = -0,15 V.

III.3.2.3. Efeito do tempo de acumulação

O efeito do tempo de acumulação do metal no eléctrodo de mercúrio foi avaliado por AdCSV

(DP) numa solução preparada em água ultrapura com oxina (1,00×10-5 M), HEPES (1,00×10-4

M) e [Cu2+] = [Cd2+] = [Pb2+] = 5,58×10-9 M. O potencial de acumulação utilizado foi -1,1 V

seguido de 10 s de equilibração e início do varrimento em Ei = -0,15 V. Os resultados obtidos

estão apresentados na Figura III.3.3.

0

10

20

30

40

50

60

-850-750-650-550-450-350-250-150

E (mV)

I (nA)

Cu

PbCd

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

171

No caso do cobre, a intensidade do pico aumenta linearmente entre 60 e 180 segundos de

acumulação para depois atingir um patamar para tempos de acumulação superiores a 420

segundos. Logo, é possível deduzir que, para tempos de acumulação superiores a 420

segundos, a superfície da gota fica saturada em complexo Cu/oxina. No caso do chumbo, a

intensidade do pico aumenta de forma mais ou menos linear em toda a gama de tempo aqui

estudada ([60-900 segundos]). Da mesma forma, a intensidade do pico do cádmio aumenta

linearmente com o tempo de acumulação até 600 segundos. É ainda de salientar que, quando

o tempo de acumulação passa de 60 para 180 segundos, a intensidade do pico é multiplicada

por 5 no caso do chumbo e apenas por 3 no caso do cádmio e do cobre.

Figura III.3.3: Efeito do tempo de acumulação sobre a intensidade dos picos de cobre, cádmio e chumbo obtidos por AdCSV (DP) numa solução de água ultrapura com oxina (1,00×10-5 M), HEPES (1,00×10-4 M) e [Cu2+] = [Cd2+] = [Pb2+] = 5,58×10-9 M.

cobre

0

10

20

30

40

50

60

0 200 400 600 800 1000

Tempo de acumulação (s)

Ip (nA)

chumbo

0

10

20

30

40

50

60

70

0 200 400 600 800 1000

Tempo de acumulação (s)

Ip (nA)

cádmio

0

20

40

60

80

100

120

0 200 400 600 800 1000

Tempo de acumulação (s)

Ip (nA)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

172

Estas diferenças entre metais poderão ser atribuídas à capacidade de adsorção do complexo

catião metálico/oxina na gota de mercúrio que, segundo van den Berg (1986), é muito maior no

caso do complexo Cu(II)/oxina do que no caso dos complexos Pb(II)/oxina e Cd(II)/oxina.

A principal vantagem de aumentar o tempo de acumulação é a de poder obter uma maior

sensibilidade. No entanto, como foi visto no caso do cobre, para tempos de acumulação muito

longos, poderá ocorrer a saturação do eléctrodo. Por outro lado, é sempre conveniente reduzir

o mais possível o tempo de análise de modo a evitar a adsorção de matéria orgânica no

eléctrodo, nomeadamente no caso de amostras naturais que possam conter quantidades

elevadas de matéria orgânica (ver Anexo I). Por esta razão, usaram-se tempos de acumulação

de 60 ou 120 segundos em todos os restantes trabalhos.

III.3.2.4. Efeito da técnica electroanalítica usada na etapa de redissolução

Como já foi referido, a técnica electroanalítica utilizada na etapa de redissolução pode ter

efeito sobre a qualidade dos resultados obtidos por AdCSV. Realizaram-se vários ensaios de

forma a determinar qual das duas técnicas, onda quadrada (SW) ou diferencial por impulsos

(DP) permite obter os melhores resultados. Foram utilizadas soluções preparadas em água

ultrapura ou uma solução sintética de água salgada, ambas com oxina (1,00×10-5 M) e HEPES

(1,00×10-4 M; pH=7,7) e várias concentrações em Cu2+, Cd2+ e Pb2+. As condições

experimentais utilizadas estão descritas na Tabela III.3.2.

Tabela III.3.2: Condições experimentais usadas no estudo de comparação entre a AdCSV(DP) e a AdCSV (SW).

Parâmetros experimentais AdCSV (DP) AdCSV (SW)

Eac (V) -1,1 -1,1

tac (s) 120 120

Ei (V) -0,15 -0,15

Ef (V) -0,9 -0,9

teq (s) 20 20

Velocidade de varrimento (V/s) 0,02 0,8

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

173

A Figura III.3.4 mostra os resultados obtidos com uma solução preparada em água ultrapura.

De uma forma geral, a intensidade dos picos do cobre, cádmio e chumbo é muito maior

quando é utilizada a SW. Este efeito é muito mais acentuado no caso do cádmio em que os

picos obtidos com SW tem uma intensidade 15 vezes superior à dos picos obtidos por DP.

No entanto, no caso do chumbo, não foi possível determinar nenhum pico por SW para a

concentração mais baixa.

Os voltamogramas obtidos para a mesma solução, com as duas técnicas aqui comparadas

estão apresentados na Figura III.3.5. Como é possível verificar, os picos estão muito melhor

definidos no caso do DP do que no caso do SW. Por outro lado, os voltamogramas obtidos

por SW apresentam sempre muito ruído de fundo, o que torna ainda mais difícil a definição

dos picos. Em conclusão, a técnica diferencial por impulsos, apesar de dar origem a picos de

menor intensidade, permite definir com mais qualidade os picos dos três metais estudados,

sendo por isso preferida esta técnica electroanalítica.

Os resultados do mesmo estudo realizado numa solução sintética de água salgada estão

apresentados na Figura III.3.6. Como no caso da água ultrapura, a intensidade dos picos

obtidos por SW é muito maior mas no caso do cádmio e do chumbo só foi possível definir

picos para a maior concentração estudada. Os voltamogramas obtidos com SW apresentam,

ainda, muito ruído de fundo e os picos dos 3 metais estudados estão muito melhor definidos

quando é utilizada a DP. Estes resultados vêm, assim, confirmar as conclusões anteriores.

Logo, todos os trabalhos executados com AdCSV foram realizados utilizando a técnica

analítica diferencial por impulsos.

Figura III.3.4: Comparação da intensidade dos picos obtidos por AdCSV com DP ou SW no caso do cobre, cádmio e chumbo em água ultrapura (média de três réplicas e o desvio padrão respectivo).

0

50100

150

200

250

300

350

400

450

3,0 9,0 19,5[Cu2+] (10-9 M)

Ip (nA)DPSW

0

100

200

300

400

500

600

2,0 6,0 13,0[Cd2+] (10-9 M)

0

20

40

60

80

2,0 6,0 13,0[Pb2+] (10-9nM)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

174

Figura III.3.5: Voltamogramas obtidos por AdCSV usando a técnica de redissolução de onda quadrada ou diferencial por impulsos para uma solução 19,5×10-9 M de Cobre e 13,0×10-9 M de cádmio e chumbo.

Figura III.3.6: Comparação da intensidade dos picos obtidos por AdCSV com DP ou SW no caso do cobre, cádmio e chumbo em água salgada. Os valores apresentados são a média de três réplicas e o desvio padrão respectivo.

-900-800-700-600-500-400-300

E (v)

10 nA

500 nA Onda Quadrada

Diferenc ial por im pulsos

0

40

80

120

160

3 9 22,5

[Cu2+] (10-9 M)

Ip(nA)

0

4

8

12

16

20

24

15[Pb2+] (10-9 M)

0

4

8

12

16

20

24

15[Cd2+] (10-9M)

DPSW

E (mV)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

175

III.3.2.5. Efeito da velocidade de varrimento na etapa de redissolução por DP

A velocidade de varrimento utilizada na etapa de redissolução é um parâmetro muito

importante. Efectivamente, quanto maior a velocidade de varrimento de potenciais, maior será

a intensidade de corrente dos picos mas menor será a definição dos sinais. Por outro lado, o

produto de redução da oxina pode dar origem a um pico que aparece à potenciais mais

negativos dos que o potencial de redução do complexo Cd(II)/oxina. No entanto, a cinética

de redução deste composto é muito lenta, devendo só aparecer para velocidades de

varrimento mais baixas. Assim, a escolha da velocidade de varrimento deverá ter em

consideração estas duas condicionantes.

Realizaram-se vários voltamogramas, com duas velocidades de varrimento dos potenciais, de

forma a avaliar o efeito deste parâmetro sobre os resultados obtidos. Procedeu-se numa

solução preparada em água ultrapura com oxina (1,00×10-5 M), HEPES (1,00×10-4 M; pH=7,7)

e [Cd2+] = [Pb2+] = 9,88×10-9 M com os seguintes parâmetros experimentais: Eac = -1,1 V;

tac = 60 s; Ei = -0,35 V; Ef = -0,85 V; teq = 20 s. Os resultados obtidos estão na Tabela III.3.3.

Tabela III.3.3: Variação da intensidade dos picos de chumbo e cádmio obtidos por AdCSV com a velocidade de varrimento. Os valores apresentados são a média de três réplicas e o desvio padrão respectivo.

A diminuição da velocidade de varrimento induz uma diminuição da intensidade do pico de 15

% no caso do chumbo e de 13 % no caso do cádmio. Por outro lado, como é possível

observar na Figura III.3.7, quando a velocidade de varrimento é mais baixa, aparece um pico

após o sinal do cádmio que poderá ser devido a reacções secundárias, nomeadamente a

redução da oxina (van den Berg, 1986).

O caso do cobre não foi aqui considerado. No entanto, O valor da velocidade de varrimento

utilizada em estudos de determinação do cobre por AdCSV varia bastante de um autor para

Velocidade de varrimento Ip – Chumbo (nA) Ip – Cádmio (nA)

0,02 V/s 9,05 ± 0,57 18,92 ± 0,92

0,01 V/s 7,58 ± 0,28 16,32 ± 0,39

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

176

outro. Assim, Jin e Gogan (2000) utilizaram uma velocidade de varrimento de 0,5 mV/s

enquanto que Colombo e van den Berg (1997) usaram um valor mais elevado, igual a 36,6 mV/s.

Com base nos resultados obtidos e nos outros trabalhos acima referidos, optou-se por usar

uma velocidade de varrimento de 20 mV/s.

Figura III.3.7: Voltamogramas de uma solução 9,88×10-9 M em cádmio e chumbo obtidos por AdCSV (DP) com duas velocidades de varrimento: 20 mV/s (*--*--*) e 10 mV/s (____).

III.3.2.6. Rectas de calibração

Após ter sido estudado o efeito de vários parâmetros experimentais sobre os resultados

obtidos na determinação do Cu(II), Cd(II) e Pb(II) por AdCSV, foram realizadas rectas de

calibração para estes 3 catiões metálicos em água ultrapura e numa solução sintética de água

salgada. As condições experimentais utilizadas foram as seguintes: Eac = -1,1 V; tac = 120 s;

Ei = -0,15 V; Ef = -0,85 V; teq = 20 s; velocidade de varrimento = 0,02 V/s. Foi usada uma

concentração de oxina igual a 1,00×10-5 M com tampão HEPES (1,00×10-4 M; pH = 7,7). Os

intervalos de concentrações em catiões metálicos foram: Cu2+: [0 – 21,5×10-9 M],

0

5

10

15

20

25

30

35

-850-750-650-550-450-350

E (mV)

I (nA)

Pb

Cd

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

177

Cd2+: [0 – 15,8×10-9 M] e Pb2+: [0 – 14,4×10-9 M]. Realizaram-se sempre duas rectas em dias

distintos mas mantendo as mesmas condições experimentais. Os resultados obtidos em água

ultrapura apresentam-se na Tabela III.3.4 e na Figura III.3.8.

Tabela III.3.4: Resultados da calibração relativos a determinação de Cu(II), Cd(II) e Pb(II) em água ultrapura por AdCSV (DP). Condições experimentais: Eac = -1,1 V; tac = 120 s; Ei = -0,15 V; Ef = -0,850 V; teq = 20 s; velocidade de varrimento = 0,02 V/s; (l.d.d: limite de detecção).

Catião metálico Declive ± Sb

(A.M-1) Ordenada na

origem ± Sa (nA) r (N) l.d.d

(M)

3,31± 0,04 -0,18 ± 0,56 0,999 (7) 0,7×10-9 Cu2+

3,72 ± 0,07 0,61 ± 0,62 0,999 (6) 0,7×10-9

2,14 ± 0,05 -0,13 ± 0,27 0,999 (6) 0,5×10-9 Pb2+

2,95 ± 0,04 -0,30 ± 0,35 0,999 (7) 0,5×10-9

3,67 ± 0,05 (0,05 ± 3,12)×10-1 0,999 (6) 0,4×10-9 Cd2+

1,71 ± 0,04 0,10 ± 0,29 0,999 (5) 0,8×10-9

O valor do coeficiente de correlação obtido para os 3 metais é sempre superior a 0,998, sendo

na maioria dos casos igual a 0,999. Pode, assim, concluir-se que a intensidade dos picos de

cobre, cádmio e chumbo aumenta linearmente com a concentração, na gama de concentração

estudada. Será, desta forma, possível usar este método de calibração para a determinação da

concentração destes 3 metais vestigiais, em águas naturais. Contudo, os valores de declive

obtidos para cada metal variam de forma significativa entre duas experiências realizadas em

dias diferentes.

Os valores da intensidade dos picos de cobre, de cádmio e de chumbo obtidos apresentam

pouca variabilidade entre réplicas. Efectivamente, o desvio padrão relativo calculado com 3

réplicas é geralmente inferior a 10 % mas poderá em certos casos, nomeadamente na

determinação de cádmio com concentrações inferiores a 1×10-10 M, ter valores próximos de 50

%, devido a fraca definição dos sinais.

Por outro lado, os valores de l.d.d., obtidos com as condições experimentais utilizadas neste

trabalho, podem ser considerados satisfatórios tendo em conta que estes valores podem ser

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

178

diminuídos 5 vezes se se usar um tempo de acumulação de 600 s. Além disso, considerando os

valores de declive obtidos e com base nos voltamogramas da Figura III.3.8, é possível concluir

que a AdCSV é mais sensível para o cobre do que para o cádmio ou o chumbo. Este resultado

esta de acordo com os resultados obtidos por outros autores (Colombo e van den Berg, 1997; van

den Berg, 1986) e era, de um certo modo, previsivél, uma vez que a capacidade de adsorção na

gota de mercúrio do complexo cobre/oxina é superior a capacidade dos complexos

cádmio/oxina ou chumbo/oxina.

As amostras de águas naturais analisadas neste trabalho são provenientes da Ria de Aveiro.

Neste tipo de sistema natural, existe uma grande variação da salinidade ao longo do dia devido

ao efeito das marés. Por essa razão, foram também realizadas rectas de calibração numa

solução sintética de água salgada. Os resultados estão apresentados na Tabela III.3.5. Note-se

que o pico do chumbo foi determinado iniciando o varrimento de potenciais em -0,4 V.

Figura III.3.8: Voltamogramas DP na análise por AdCSV de soluções de Cu(II), Cd(II) e Pb(II) em água ultrapura. Representaram-se alguns voltamogramas usados na construção duma curva de calibração. Condições experimentais: Eac = -1,1 V; tac = 120 s; Ei = -0,15 V; Ef = -0,85 V; teq = 20 s; velocidade de varrimento = 0,02 V/s.

0

20

40

60

80

100

120

140

-950-850-750-650-550-450-350-250

E (mV)

I (nA)

Cu

Pb Cd

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

179

O valor do coeficiente de correlação obtido para os 3 metais é sempre igual a 0,999, excepto

num caso em que o valor obtido foi de 0,998. Logo, é possível concluir-se que, para os três

catiões metálicos estudados, existe uma relação linear entre a intensidade dos picos e a

concentração na gama de concentração estudada.

O limite de detecção determinado no caso da água salgada apresenta valores com maior

variabilidade do que no caso anterior. No entanto, os valores obtidos aqui são, de uma forma

geral, inferiores aos valores obtidos no caso de soluções preparadas em água ultrapura. Por

outro lado, os valores de l.d.d. obtidos com as condições experimentais usadas no presente

trabalho são sensivelmente mais elevados do que os valores obtidos por outros autores, como

por exemplo, Colombo e van den Berg (1997) que obtiveram valores de l.d.d de 0,42×10-9 M (Cu),

0,086×10-9 M (Pb) e 0,074×10-9 M (Cd). Salienta-se, ainda, que podem ocorrer diferenças de

sensibilidade devido a diferenças de equipamento (Campos e van den Berg, 1994).

Como no caso do l.d.d., os valores de declive aqui obtidos para o cobre e para o chumbo são

inferiores aos valores obtidos no caso de uma solução preparada em água ultrapura. É de

referir que existe, também, neste caso, uma certa variação do declive de um dia para outro.

Pode, então, concluir-se que a matriz tem um efeito significativo sobre a sensibilidade do

método na determinação do cobre, cádmio e chumbo.

Tabela III.3.5: Resultados da calibração relativos a determinação por AdCSV (DP) de Cu(II), Cd(II) e Pb(II) numa solução sintética de água salgada. Eac = -1,1 V; tac = 120 s; Ei = -0,15 V ou -0,4 V; Ef = -0,85 V; teq = 20 s; velocidade de varrimento = 0,02 V/s; (l.d.d:limite de detecção).

Catião metálico

Declive ± Sb (A.M-1)

Ordenada na origem ± Sa (nA) r (N)

l.d.d (M)

1,23 ± 0,01 -0,07 ± 0,17 0,999 (5) 0,6× 10-9 Cu2+

1,21 ± 0,03 0,09 ± 0,41 0,999 (5) 0,5×10-9

(1,30 ± 0,02)×10-1 0,03 ± 0,02 0,999 (5) 0,7×10-9 Pb2+

(0,84 ± 0,03)×10-1 0,04 ± 0,02 0,999 (6) 1,2×10-9

(5,29 ± 0,05)×10-1 (0,04 ± 0,35)×10-1 0,999 (5) 0,2×10-9 Cd2+

(8,53 ± 0,12)× 10-1 - 0,14 ± 0,10 0,999 (5) 0,2×10-9

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

180

A diminuição da sensibilidade no caso da água salgada poderá ser atribuída a presença de

catiões maioritários tais como o sódio ou o magnésio e de certos ligandos tais como o cloreto

ou o carbonato. Efectivamente, poderá, haver uma diminuição da quantidade de cobre,

cádmio e chumbo complexado pela oxina e, consequentemente, uma diminuição da

sensibilidade. Por outro lado, a capacidade de adsorção dos complexos metal/oxina poderá,

também, ser alterada pela presença de outros compostos na solução (competição de outros

complexos).

Assim, no caso de uma solução sintética de água salgada, as diferenças de sensibilidade da

AdCSV para os 3 metais aqui estudados são progressivas. Efectivamente, os valores de declive

obtidos aumentam na sequência: Pb(II) < Cd(II) < Cu(II). Já no caso de uma solução

preparada em água ultrapura, a AdCSV (DP) é mais sensível para o Cu(II) do que para os

outros dois catiões metálicos. Como já foi referido, o facto da maior sensibilidade ocorrer

sempre para o cobre dever-se-á à capacidade de adsorção do complexo Cu(II)/oxina na gota

de mercúrio ser muito maior do que no caso dos complexos Pb(II)/oxina e Cd(II)/oxina (van

den Berg , 1986). Por essa razão, a quantidade de complexo Cu(II)/oxina adsorvido na gota de

mercúrio será sempre superior à quantidade de complexo Pb(II)/oxina ou Cd(II)/oxina e,

consequentemente, a AdCSV (DP) será sempre mais sensível no caso do cobre (ver Figura

III.3.3).

III.3.3. Voltametria de redissolução anódica (ASV)

No caso da voltametria de redissolução anódica, estudou-se o efeito, sobre os resultados

obtidos, da técnica analítica usada no passo de redissolução e do tempo de acumulação. Em

segundo lugar, realizaram-se rectas de calibração para o Cu(II), o Cd(II) e o Pb(II) numa

solução sintética de água salgada.

III.3.3.1. Efeito da técnica electroanalítica usada na etapa de redissolução.

Como já foi visto no caso da AdCSV, a técnica electroanalítica utilizada na etapa de

redissolução pode ter efeito sobre a qualidade dos resultados obtidos. De forma a determinar

qual das técnicas, diferencial por impulsos ou onda quadrada, permite obter os melhores

resultados, foram obtidos, com ambas as técnicas, os voltamogramas de uma solução sintética

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

181

de água salgada de 0,991×10-6 M de Cu2+, 0,996×10-6 M Cd2+ e 1,00×10-6 M de Pb2+. Escolheu-

se trabalhar com níveis de concentrações em metais mais elevados de forma a poder usar um

tempo de acumulação curto e ter picos voltamétricos bem definidos. As condições

experimentais utilizadas foram as seguintes: Eac = -0,9 V; tac = 60 s; Ei = -0,9 V;

Ef = 0,2 V; teq = 5 s. O valor do potencial de acumulação escolhido permite a redução

simultânea do cobre, do cádmio e do chumbo presente em solução seguida da sua acumulação

na gota de mercúrio e possibilita, assim, a analise simultânea destes três metais. No caso da

DP, usou-se uma velocidade de varrimento de 0,01 V/s e, no caso da SW, usaram-se os

seguintes parâmetros: aS = 0,025V; f = 8 Hz e ΔESW = 0,005V (velocidade de varrimento de

0,04 V/s). As velocidades de varrimento usadas em DP, e nomeadamente no caso da ASV,

são geralmente baixas (2 a 10 mV/s) de modo a ter uma boa resolução dos picos (Wang,

1994). Efectivamente, em DPASV, o sinal advém da redução do metal amalgamado no

eléctrodo de mercúrio que terá de difundir para ser reduzido. Este passo de transferência de

massa poderá tornar a cinética global mais lenta e por essa razão é conveniente usar

velocidades de varrimento menores. Os resultados obtidos estão apresentados na Figura

III.3.9.

Os picos do Cd(II) e do Pb(II) têm intensidades muito maiores quando é utilizada a onda

quadrada, enquanto que, o aumento da intensidade do pico do Cu(II) quando se passa da DP

para a SW não é tão significativo. Estas diferenças devem-se ao facto de se utilizar uma

velocidade de varrimento quatro vezes maior no caso da onda quadrada. Por outro lado, ao

contrário do que acontecia com a AdCSV, os voltamogramas obtidos por SW não apresentam

ruído de fundo e os sinais estão muito bem definidos com ambas as técnicas usadas. É ainda

de salientar que a utilização da onda quadrada permite poupar muito tempo de análise, visto o

varrimento de potenciais ser muito mais rápido.

Pode, então, concluir-se que a onda quadrada, por ser mais sensível e mais rápida, é a técnica

electroanalítica mais adequada à determinação de cobre, cádmio e chumbo em águas naturais.

Por essas razões, a SWASV continua a ser utilizada por vários autores em estudos de

fraccionamento de metais vestigiais em águas naturais (Lorenzo et al., 2002; Mandal et al., 2003).

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

182

Figura III.3.9: Voltamogramas de uma solução sintética de água salgada com 0,991×10-6 M em Cu2+, 0,996×10-6 M em Cd2+ e 1,00×10-6 μM em Pb2+, obtidos por DPASV e por SWASV .

III.3.3.2. Efeito do tempo de acumulação

O efeito do tempo de acumulação foi estudado por SWASV numa solução sintética de água

salgada. Foram realizados dois estudos com dois níveis de concentração em metais. Um

primeiro, com concentrações na célula de [Cu2+] = 0,991×10-6 M, [Cd2+] = 0,996×10-6 M e

[Pb2+] = 1,00×10-6 M e, um segundo, com concentrações na célula de [Cu2+] = 5,00×10-9 M ,

[Cd2+] = 2,00×10-9 M e [Pb2+] = 2,00×10-9 M. Testaram-se dois níveis de concentrações de

metais porque, além da determinação do fraccionamento de metais em amostras de águas

naturais, a ASV foi também utilizada como método de determinação de metais no método de

extracção em fase sólida, em que as concentrações de metais medidas são da ordem de 1×10-6

M. O potencial de acumulação utilizado foi -0,9 V, seguido de 5 s de equilibração, e o início

do varrimento foi em Ei = -0,9 V. Os valores do tempo de acumulação considerados

pertencem ao intervalo [0; 300 s]. Os resultados obtidos com os dois níveis de concentração

estão apresentados nas Figuras III.3.10 e III.3.11.

No caso dos níveis de concentração mais elevados (1×10-6 M) (Figura III.3.10), a intensidade

dos picos do cobre, do cádmio e do chumbo aumenta linearmente até 60 segundos de

acumulação e tende depois para um patamar. Neste caso em que a concentração dos metais é

muito elevada, a gota fica rapidamente saturada em metais o que explica que a intensidade dos

picos se aproxime de um patamar para tempos de acumulação superiores 60 segundos.

050

100150200250300350400450500

-900 -700 -500 -300 -100 100E (mV)

I (nA)DP

SW

Cd PbCu

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

183

Figura III.3.10: Efeito do tempo de acumulação sobre a intensidade dos picos de cobre, cádmio e chumbo obtidos por SWASV numa solução sintética de água salgada com [Cu2+] = 0,991×10-6 M , [Cd2+] = 0,996×10-6 M e [Pb2+] = 1,00×10-6 M; Eac = Ei = -0,9 V, f = 8 Hz, as = 0,025 V, ΔESW = 0,005 V.

Cobre

0

40

80

120

0 100 200 300 400

Tempo de acumulação (s)

Ip (nA)

Chumbo

0

75

150

225

300

0 100 200 300 400

Tempo de acumulação (s)

Ip (nA)

Cádmio

0

100

200

300

0 100 200 300 400Tempo de acumulação (s)

Ip (nA)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

184

Figura III.3.11: Efeito do tempo de acumulação sobre a intensidade dos picos de cobre, cádmio e chumbo obtidos por SWASV numa solução de água salgada com [Cu2+] = 5,00×10-9 M , [Cd2+] = 2,00×10-9 M e [Pb2+] = 2,00×10-9 M; Eac = Ei = -0,9 V, f = 8 Hz, aS = 0,025 V, ΔESW = 0,005 V.

No caso dos níveis de concentração da ordem de 1×10-9 M, a intensidade do pico dos três

metais vestigiais aqui estudados aumenta linearmente com o tempo de acumulação em toda a

gama de tempos estudados (120 - 420 segundos). Efectivamente, como as concentrações em

metais são muito baixas, será muito difícil saturar o eléctrodo de mercúrio, o que permite

utilizar tempos de acumulação muito elevados.

Como se pode verificar na Figura III.3.12, todos os picos podem ser correctamente definidos

com um tempo de acumulação de 120 segundos, embora, tenham, neste caso, intensidades

muito baixas. Por outro lado, pode acontecer que a linha de base esteja bastante inclinada na

zona de potenciais onde aparece o pico do cobre, o que dificulta a determinação da

intensidade do pico (a determinação da intensidade dos picos foi explicada em detalhe na parte

experimental – secção II.2.4.3). Este problema ocorre apenas no caso do cobre e deve-se ao

facto do pico do cobre aparecer próximo do potencial de oxidação do mercúrio.

Cobre

y = 0,0139x + 0,1659r = 0,997

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

0 100 200 300 400 500

Tempo de acumulação (s)

Ip (nA)

Cádmio

y = 0,0065x + 0,1562r = 0,999

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

0 100 200 300 400 500

Tempo de acumulação (s)

Ip (nA)

Chumbo

y = 0,0135x + 0,0326r = 0,997

0,01,02,03,04,05,06,0

0 100 200 300 400 500

Tempo de acumulação (s)

Ip (nA)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

185

Figura III.3.12: Voltamograma de uma solução sintética de água salgada à 5,00 ×10-9 M Cu2+ e 2,00×10-9 M Cd2+ e Pb2+ obtido por SWASV com um tempo de acumulação de 2 minutos. Eac = Ei = -0,9 V, f = 8 Hz, aS = 0,025 V, ΔESW = 0,005 V.

Em conclusão, quando o ASV é utilizado para determinar concentrações baixas (1×10-9 M) de

Cu(II), Cd(II) e Pb(II), é possível aumentar o tempo de acumulação de modo a aumentar a

sensibilidade do método sem correr o risco de saturar o eléctrodo com metais. Contudo, para

níveis de concentração mais elevados (μM), é necessário não ultrapassar tempos de

acumulação superiores a 60 segundos.

III.3.3.3. Rectas de calibração

Após ter sido estudado o efeito da técnica electroanalítica e do tempo de acumulação utilizada

sobre os resultados obtidos na determinação do cobre, cádmio e chumbo por ASV, foram

realizadas rectas de calibração para estes 3 metais numa solução sintética de água salgada com

concentrações de Cu2+, Cd2+ e Pb2+ da ordem de 1×10-9 M. No caso do cobre, foram também

realizadas rectas com níveis de concentração da ordem de 1×10-6 M. As condições

experimentais utilizadas foram as seguintes: Eac = -0,9 V; Ei = -0,9 V; Ef = 0,15 V; teq = 5 s; aS

= 0,025 V; ΔESW = 0,005 V e f = 8 Hz. Para concentrações na ordem dos nano molar: tac =

120 s e para concentrações da ordem de 1×10-6 M : tac = 60 s. Os resultados obtidos para níveis

de concentração baixos (1×10-9 M ) estão expostos na Tabela III.3.6.

0

3

6

9

12

-1000 -800 -600 -400 -200 0 200

E (mV)

I (nA) Cd Pb Cu

E (mV)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

186

Tabela III.3.6: Resultados da calibração relativos a determinação de cobre, chumbo e cádmio em água salgada por ASV com detecção por onda quadrada; níveis de concentração na ordem 1×10-9 M; tac = 120 s. (l.d.d: limite de detecção)

Metal Declive ± Sb

(A.M-1) Ordenada na

origem ± Sa (nA) r (N) l.d.d

(10-9 M)

Cobre 0,408 ± 0,007 (2,3 ± 2,9)×10-2 0,999 (6) 0,21

Chumbo 0,599 ± 0,012 (-0,4 ± 5,2)×10-2 0,998 (6) 0,25

Cádmio 0,441 ± 0,011 (4,6 ± 4,6)×10-2 0,998 (6) 0,30

O valor do coeficiente de correlação obtido para os 3 metais é sempre superior ou igual a

0,998, o que permite concluir que a intensidade dos picos de cobre, cádmio e chumbo

aumentam linearmente com a concentração na gama de concentração estudada. Será, assim,

possível usar este método de calibração para a determinação da concentração destes 3 metais

vestigiais em águas naturais.

O valor de declive obtido para o chumbo é 30 % maior do que valor obtido para o cobre.

Contudo, nota-se que a diferença entre o declive obtido para o cádmio e para o cobre é pouco

significativa. Por outro lado, os valores de limite de detecção obtidos com as condições

experimentais utilizadas neste trabalho encontram-se na gama de valores geralmente

apresentados para tempos de acumulação idênticos (Wang, 1994).

No caso do cobre, realizou-se ainda uma recta de calibração para concentrações na ordem dos

micro molar. Os resultados estão apresentados na Tabela III.3. 7.

Tabela III.3.7: Resultados da calibração relativos a determinação de cobre (concentrações da ordem dos micromolar) em água salgada por ASV com detecção por onda quadrada; tempo de acumulação = 60 segundos. (l.d.d: limite de detecção)

Declive ± Sb

(A.M-1) Ordenada na origem ±

Sa (nA) r (N) l.d.d

(10-9 M)

4,64 ± 0,07 -1,12 ± 0,07 0,999 (7) 0,56

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

187

As principais diferenças entre os resultados obtidos com os dois níveis de concentração

aparecem ao nível do limite de detecção e do declive. Com níveis de concentração mais

elevados, o valor do limite de detecção obtido é superior ao valor obtido com concentrações

mais baixas, mas continua dentro da gama de valores que se encontra na bibliografia (Wang,

1994).

Com respeito ao declive, o valor obtido neste caso é 10 vezes maior do que o valor obtido

com concentrações na ordem dos nano molar.

Em conclusão, a voltametria de redissolução anódica permite determinar, em soluções salinas,

concentrações de cobre, cádmio e chumbo numa vasta gama de concentração (10-9 – 10-6 M).

III.3.3.4. Comparação da ASV (SW) e da AdCSV (DP)

Os dois métodos voltamétricos usados nestes trabalho foram optimizados e apresentados nas

secções anteriores. A SWASV e a AdCSV (DP) vão, agora, ser comparados em termos de

sensibilidade e de limite de detecção.

Em paralelo com a recta de calibração por ASV (SW) apresentada na secção anterior, realizou-

se, também, uma recta de calibração por AdCSV (DP) com as seguintes condições:

• Eac = -0,9 V; tac = 120 s;

• tac = 120 s

• Ei = -0,2 V;

• Ef = - 0,9 V;

• teq = 20 s;

• velocidade de varrimento: 0,02V/s

• concentração de oxina 1,00×10-5 M em tampão HEPES (1,00×10-4 M; pH = 7,7).

Os resultados obtidos estão apresentados na Tabela III.3.8.

Quer os limites de detecção, quer os declives obtidos com ambos os métodos, para os 3

metais aqui estudados, têm valores muito próximos. Este resultado aparece um pouco em

contradição com os resultados que são apresentados na maioria dos livros ou artigos

científicos (Capodaglio et al. ,1995). Deve-se, contudo, realçar o facto de não terem sido

utilizadas as mesmas técnicas electroanalíticas no passo de redissolução. No caso do ASV, foi

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

188

usada a técnica de onda quadrada enquanto que no caso do AdCSV, usou-se a técnica

diferencial por impulsos.

Tabela III.3.8: Resultados da calibração relativos a determinação de cobre, chumbo e cádmio em água salgada por ASV com detecção por onda quadrada e por AdCSV com detecção por diferencial por impulsos; níveis de concentração na ordem 1×10-9 M; tac = 120 s.(l.d.d: limite de detecção)

Metal Declive ± Sb

(A.M-1) Ordenada na origem

± Sa (nA) r (N) l.d.d

(10-9 M)

AdCSV ASV AdCSV (× 10-3)

ASV (× 10-2) AdCSV ASV AdCSV ASV

Cobre 0,331

± 0,006

0,408

± 0,007 31 ± 24

2,3

± 2,9 0,999

(6) 0,999

(6) 0,22 0,21

Chumbo 0,123

± 0,002

0,599

± 0,012 -0,9 ± 0,9

-0,4

± 5,2 0,999

(6) 0,999

(6) 0,23 0,25

Cádmio 0,272

± 0,003

0,441

± 0,011 2,8 ± 11

4,6

± 4,6 0,999

(6) 0,999

(6) 0,13 0,30

Como já foi referido, a técnica de onda quadrada dá origem a picos com intensidades muito

maiores às dos picos obtidos por DP, devido à utilização de velocidades de varrimento

maiores no caso da SW. Assim, a utilização da onda quadrada poderá compensar a menor

sensibilidade do ASV, explicando o facto de se obterem declives com valores muito próximos

tanto por ASV (SW), como por AdCSV (DP). Pode, assim, concluir-se que nas condições

experimentais consideradas, os dois métodos aqui apresentados parecem ser mais ou menos

equivalentes em termos de sensibilidade.

Na Figura III.3.13, estão representados os voltamogramas de uma solução 3,00×10-9 M em

Cu2+, Cd2+ e em Pb2+ obtidos por SWASV e por AdCSV (DP). Como se pode verificar, os

picos destes 3 metais estão melhor definidos no caso do AdCSV do que no caso do ASV,

embora seja em ambos os casos possível distinguir os picos da linha de base.

Tanto a ASV como a AdCSV apresentam a vantagem de ser muito sensíveis e permitir

determinar concentrações de metais muito baixas. No entanto, a utilização de uma destas

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

189

técnicas pode, em certos casos, ser posta em causa devido aos problemas de interferências e

contaminações. Todos estes problemas foram detalhados no Anexo I.

Figura III.3.13: Voltamogramas de uma solução a 3,00×10-9 M em Cu2+, Cd2+ e em Pb2+ obtidos por SWASV e por AdCSV (DP). Tempo de accumulação de 120 segundos (outras condições experimentais cf. secção III.3.3.4).

-1

13

5

79

11

-900-800-700-600-500-400-300-200-1000E (mV)

I (nA)

01122334

-900-800-700-600-500-400-300-200

E (mV)

I (nA)

Cu

Pb Cd

Cu

PbCd SWASV

AdCSV (DP)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

190

III.3.4. Conclusão

O estudo de optimização quer no caso da AdCSV quer no caso da ASV, permitiu ver o efeito

de vários parâmetros experimentais e ainda da salinidade da amostra sobre os voltamogramas

e a sensibilidade obtidos com estes métodos. Foi, assim possível determinar as condições

experimentais óptimas para o estudo do fraccionamento de metais vestigiais em águas

estuarinas por AdCSV (HMDE) e por ASV (HMDE) :

• voltametria de redissolução catódica, com acumulação adsortiva (AdCSV) usando como ligando competitivo a 8-hidroxiquinolina (1,00×10-5 M)e tampão HEPES (1,00×10-4; pH=7,7); a técnica analítica recomendada é os “impulsos diferenciais”; as condições experimentais óptimas são: Eac = -1,1 V Ei = -0,2 V ou -0,43 V (no caso do Pb) teq = 20 s

tac = 60 ou 120 s Ef = -0,9 V velocidade de varrimento = 20 mV/s

• voltametria de redissolução anódica usando como técnica analítica a “onda quadrada”; as condições experimentais óptimas são: Eac = -0,9 V Ei = -0,9 V teq = 5 segundos

tac = 60 ou 120s Ef = 0,15 V

aS = 0,025 V ΔESW = 0,05 V f = 8 Hz

O tempo de acumulação depende muito dos níveis de concentração em metais na amostra

estudada pelo que será sempre necessário optimizar este parâmetro quando são analisadas

amostras diferentes.

Os dois métodos optimizados neste capítulo foram aplicados a uma mesma amostra de água

natural usando as condições experimentais óptimas. Os resultados serão apresentados no

capítulo III.4.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

191

III.4. Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas por

extracção em fase sólida

III.4.1. Introdução

A extracção em fase sólida (SPE) com resinas quelantes ou de troca catiónica foi o segundo

método escolhido, neste trabalho, para o estudo do fraccionamento de cobre, cádmio e

chumbo, presente em amostras de águas provenientes da “Ria de Aveiro”. Este método tem

sido utilizado, ao longo dos últimos anos, em estudos do fraccionamento de metais em águas

naturais e também no estudo da capacidade de complexação de ligandos naturais (Cheng et al.,

1994; Donat et al., 1994; Ferri e Sangiorgio, 1996; Figura e McDuffle, 1979; Lin e Nriagu, 1999;

Mandal et al., 1999; Pesavento e Biesuz, 1995; Pesavento et al., 2000; Pesavento et al., 2001; Vasoncelos

et al., 1996; Vasconcelos e Leal, 1997; Viana et al., 1999).

Antes da sua aplicação a amostras reais, o procedimento utilizado neste trabalho foi testado

com soluções sintéticas e controlaram-se os valores dos brancos de extracção e, ainda, a

eficiência da eluição da resina. Numa segunda parte, a SPE foi comparada aos outros métodos

de fraccionamento de metais em águas utilizados neste trabalho (métodos voltamétricos).

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

192

III.4.2. Fraccionamento de cobre, cádmio e chumbo em águas naturais por extracção em fase sólida

III.4.2.1. Escolha das condições experimentais

O fraccionamento do cobre, cádmio e chumbo em águas naturais foi realizado com duas

resinas diferentes: a resina de troca iónica Amberlite CG-50 e a resina quelante Chelex 100.

Todos os detalhes experimentais estão apresentados na secção III.2.5.2 e pretende-se, aqui,

apenas justificar as condições escolhidas.

O valor do coeficiente de selectividade KC das resinas definido na secção III.1.4.2.2 depende

da natureza do contra ião. Logo, o contra ião presente na resina tem um papel muito

importante no método de extracção em fase sólida. Na maioria dos estudos de fraccionamento

de metais em águas naturais (Pesavento e Biesuz, 1995; Pesavento et al., 1999; Pesavento et al., 2001),

assim como em muitos trabalhos em que as resinas são usadas para pré-concentração com

vista a determinação da concentração total de metal (Abollino et al., 2000; Baffi et al., 1992; Cheng

et al., 1987; Sawatari et al., 1995; Yabutani et al., 1999), as resinas são utilizadas na forma H+

devido ao facto de ser com este contra-ião que se obtêm os melhores resultados em relação à

eficiência de extracção das resinas. Vários estudos (Pesavento e Biesuz, 1995; Pesavento et al., 2001)

mostraram ainda que, quando a resina Chelex 100 é utilizada na forma H+, os valores dos

brancos de extracção obtidos são muito baixos, o que é conveniente devido às baixas

concentrações de metais, geralmente encontradas nas amostras de água natural. Por essas

razões, todas as resinas usadas nos trabalhos apresentados neste capítulo foram utilizadas na

forma H+.

Têm sido usados vários tempos de equilibração entre a resina e a solução: desde tempos

curtos de 1-2 horas (Pesavento et al., 1993) ou 3-4 horas (Pesavento e Biesuz, 1995) até tempos

longos de 24 horas (Pai, 1988; Pesavento et al., 1999; Pesavento et al., 2000). Como foi referido na

secção III.1.4.2.4, é preferível usar maiores tempos de contacto entre a fase estacionária e a

solução quando são analisadas amostras de composição desconhecida. Logo, o tempo de

contacto escolhido para este trabalho foi de 24 horas. Uma vez que, trabalhando em coluna,

seriam necessários caudais extremamente baixos para se obterem tempos de contacto tão

longos, procedeu-se em “batch”, método escolhido pelos autores acima referidos que usaram

também tempos de contacto de 24 horas

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

193

A quantidade de resina utilizada é outro factor que pode influenciar a eficiência de extracção

de uma resina. Os valores da razão massa de resina/volume de solução (mr/Vs) utilizada em

estudos por “batch” com a resina Chelex 100 variam entre 0,19 e 3,6 g.L-1 (Baffi et al., 1992;

Pai, 1988; Pesavento et al., 1999; Pesavento et al., 2000; Sawatari et al., 1995; Yabutani et al., 1999).

Cheng et al. (1987) optimizaram as condições experimentais para a pré-concentração de vários

catiões metálicos por SPE com a resina Chelex 100 em amostras de águas salgadas com vista a

determinação da concentração total destes catiões. Os resultados obtidos estão apresentados

na Tabela III.4.1.

Tabela III.4.1: Condições óptimas para preconcentração de metais com a resina Chelex 100 em amostras de água salgada (Cheng et al., 1987)

Metal Razão massa de

resina/volume de solução (g.L-1)

Tempo de agitação (h) % de recuperação

Cu 0,15 0,5 97,6

Cd 0,30 0,5 91,2

Pb 0,75 3 92,5

No caso da aplicação das resinas em estudos de fraccionamento, pretende-se que a quantidade

de resina seja tal que na ausência de ligandos, a resina extraía completamente o catião metálico

em solução. Só assim, a extracção parcial do catião metálico em amostras naturais pode ser

atribuída à presença de ligandos que competem com a resina na ligação dos catiões.

Segundo os estudos de Cheng et al. (1987) (Tabela III.4.1), para a extracção completa de cobre

em água salgada, a razão mr/VS recomendada é 0,15 g.L-1 enquanto que no caso do chumbo

este valor é igual a 0,75 g.L-1. Neste trabalho, foi, então, adoptada uma razão mr/VS de

0,30 g.L-1. Este valor encontra-se na gama de valores acima referidos e embora seja inferior a

0,75 g.L-1, valor recomendado por Cheng et al. (1987) para uma extracção completa do chumbo,

há que ter em consideração o facto de, no presente trabalho, a resina Chelex 100 ter sido

usada para estudos de fraccionamento em que se pretende extrair apenas uma fracção do

metal presente na amostra. Por essa razão, e de forma a tornar a extracção mais selectiva, não

será necessário usar uma razão mr/Vs tão elevada como o valor proposto por Cheng et al.

(1987).

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

194

Por outro lado, segundo Cheng et al. (1987), quanto maior for o tempo de contacto entre a

resina e a amostra, menor será a quantidade de resina necessária para remover a totalidade do

analito. Logo, uma vez que o tempo de contacto usado no presente trabalho é de 24 horas, é

possível considerar que uma razão de 0,30 g.L-1 garante um excesso de resina suficiente que

permite considerar a resina como factor não limitante da extracção.

Em comparação com a Chelex 100, a resina Amberlite CG-50 tem sido menos utilizada para

estudos de fraccionamento de metais. Contudo, nos estudos realizados por Pesavento et al.

(2001), os valores da razão mr/Vs utilizada variam entre 0,20 e 3,0 g.mL-1. Tendo em

consideração o facto da capacidade de troca da resina Amberlite CG-50 (10,0 mmol/g) ser

superior à da Chelex 100 (2,00 mmol/g), utilizou-se o mesmo valor de razão mr/Vs, 0,30 g.L-1

(0,150 g de resina em 500 mL de solução) para as duas resinas.

Na maioria dos estudos, o pH das amostras é apenas acertado com pequenas quantidades de

base ou de ácido (Pesavento e Biesuz, 1995; Pesavento et al., 1998, Pai, 1988) e não existe a

preocupação de controlar o pH da mistura resina/solução ao longo da extracção. No presente

trabalho, o pH da mistura resina/solução foi sempre ajustado a valores próximos de 6,0-7,0

por adição de carbonato de sódio ou NaOH. Com valores de pH nesta ordem de grandeza,

Yabutani et al. (1999) mostraram que a totalidade do cobre, do cádmio e do chumbo é

removido pela Chelex 100 numa solução isenta de ligandos (Será verificado, nas próximas

secções, que para este valor inicial, o pH da mistura resina/solução varia pouco ao longo da

extracção no caso de águas naturais).

III.4.2.2. Determinação por voltametria de redissolução anódica dos metais presentes no ácido de eluição das resinas

Na grande maioria dos trabalhos que utilizam a SPE, o método de quantificação dos metais

retidos pela resina tem sido a ICP-AES (Espectrofotometria de Emissão Atómica com plasma

induzido de Argon) ou a GF-AAS (Espectrometria de Absorção Atómica com Câmara de

Grafite) (Cheng et al., 1994; Groschner e Appriou, 1994; Pesavento et al., 2000; Pyrzyñska e Joñca,

2000; Viana et al., 1999). No presente trabalho, utilizou-se a voltametria de redissolução

anódica com o eléctrodo de gota de mercúrio suspensa, condições descritas em III.3.5. Este

método de determinação apresenta várias vantagens sobre o ICP-AES ou a GF-AAS,

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

195

nomeadamente, um tempo de análise bastante reduzido e um limite de detecção próximo dos

limites de detecção das duas técnicas acima referidas.

A calibração do método de quantificação deve ser realizada numa matriz igual ou de

composição muito próxima da composição da amostra. Neste caso, a matriz de trabalho é

uma solução de ácido nítrico utilizado para eluição das resinas, sendo normal calibrar o

método de quantificação com padrões realizados com esta mesma solução. Contudo, durante

a eluição da resina, o ácido pode extrair não só metais mas também compostos orgânicos da

própria resina, pelo que poderão existir diferenças na composição da solução de ácido, antes e

após a extracção (Botta e Mantica, 1999; Pesavento et al., 2000). Consequentemente, a calibração

realizada com uma solução de ácido nítrico puro e com uma solução de ácido nítrico que

esteve em contacto com a resina poderá levar a resultados diferentes. Por essa razão, a

calibração do método de quantificação foi sempre realizado com o ácido de eluição da resina

utilizada nos brancos de extracção.

III.4.2.3. Controle da extracção com resinas de troca iónica e quelantes do cobre, cádmio e chumbo presente em águas

Antes de aplicar o método de extracção em fase sólida com resinas à determinação do

fraccionamento do cobre, cádmio e chumbo presentes em águas naturais, foram realizados

vários testes, de modo a controlar a pureza das resinas e verificar se, na ausência de qualquer

ligando, as condições experimentais utilizadas permitem obter uma remoção total dos metais

presentes em solução. Outro parâmetro controlado neste estudo prévio foi o pH da mistura

resina/solução.

III.4.2.3.1. Brancos de extracção

Sempre que são realizadas extracções de metais com resinas é necessário realizar experiências,

chamadas brancos de extracção, para controlar a limpeza de todo o material utilizado, como

também da própria resina. Os brancos de extracção foram conduzidos seguindo o

procedimento experimental descrito na secção III.2.5.2 e usando água ultrapura como amostra

e um tempo de contacto de 24 horas. Na Tabela III.4.2, encontram-se os valores de branco

obtidos para o cobre, cádmio e chumbo em experiências diferentes com as duas resinas

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

196

consideradas; desta forma será possível ter uma ideia dos valores médios dos brancos e da

variabilidade destes valores.

Tabela III.4.2: Valores do branco de extracção do cobre, cádmio e chumbo obtidos em experiências diferentes com a Amberlite CG-50 e a Chelex 100. Factor de preconcentração de 25. (*: inferior ao limite de detecção)

Cobre Cádmio Chumbo

Amberlite CG-50 1,73×10-9 M 0,989×10-9 M 2,85×10-9 M

(< 3,00×10-10 M)* 0,232×10-9 M 0,958×10-9 M 0,47×10-9 M

Chelex 100 1,38×10-9 M 0,651×10-9 M 1,54×10-9 M

(< 3,00×10-10 M)* (< 2,50×10-10 M)*

Os valores de brancos obtidos no caso do cobre são sempre superiores ao valores obtidos

para os outros dois metais estudados. É, ainda, de realçar que os valores obtidos para o cobre,

com a Amberlite CG-50, são ligeiramente superiores aos valores obtidos com a resina Chelex

100. Nas amostras analisadas, os níveis de concentração total são maiores no caso do cobre do

que no caso do cádmio ou do chumbo. Por esta razão, todos os estudos realizados com

soluções sintéticas foram conduzidos com concentrações em cobre superiores às

concentrações de cádmio e chumbo o que aumenta os riscos de contaminação, tanto na resina,

como no material utilizado.

De uma forma geral, pode considerar-se que os valores dos brancos aqui obtidos são

aceitáveis, visto corresponderem sempre a menos de 15 % dos valores determinados nas

amostras, excepto no caso do cobre com a Amberlite CG-50 em que certos valores obtidos

correspondem a 30 %. Os valores apresentados incluem, também, o branco do método de

determinação. Assim, para obter a concentração exacta de metal removida pela resina, em

todas as extracções, o valor da concentração de metal determinado no branco foi sempre

descontado do valor determinado na amostra.

Os valores de branco determinados são superiores aos valores que se encontram na

bibliografia (Gueguen et al., 1999; Pesavento et al., 1999; Pesavento et al., 2001). No entanto, os

brancos considerados nesses estudos fazem, geralmente, referência apenas ao branco da

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

197

eluição das resinas e sem as submeter previamente a todo o procedimento de extracção com

água ultrapura como amostra, como é o caso no presente trabalho.

III.4.2.3.2. Estudo da recuperação dos metais removidos pela resina

Antes de aplicar o método de fraccionamento com resinas a amostras de águas naturais, é

necessário verificar se as condições experimentais utilizadas permitem eluir a totalidade dos

metais extraídos pelas resinas. Para esse efeito, foram realizadas extracções com soluções de

concentrações em catiões metálicos conhecidas, preparadas em água ultrapura e na ausência de

qualquer ligando. Desta forma, todo o metal presente em solução está sob a forma de catião

metálico livre (catião metálico hidratado) e deverá, portanto, ser extraído na sua totalidade

pelas resinas. A percentagem de recuperação, R, de cada metal foi, então, calculada utilizando

a seguinte expressão:

100×××

=soluçãosolução

eluatoeluato VCVC

R (III.4.1)

onde Celuato corresponde à concentração de metal do eluato, Veluato ao volume de eluato, Csolução à

concentração da solução padrão da qual foram extraídos os metais com a resina e Vsolução ao

volume desta solução.

Partindo do princípio que todo o metal existente em solução fica retido na resina, e que o

ácido de eluição permite recuperar a totalidade do metal extraído pela resina, são de esperar

valores de R na ordem dos 100%.

Determinou-se, então, a percentagem de recuperação de cobre, cádmio e chumbo em cada

uma das resinas. Foram utilizadas soluções preparadas em água ultrapura com concentrações

de metais na ordem de 10-8 M no caso do cobre e 10-9 M no caso do cádmio e do chumbo.

Estes valores foram escolhidos tendo em consideração os níveis de concentração destes

metais nas amostras de águas naturais analisadas. O procedimento experimental utilizado neste

estudo foi o descrito na secção III.2.5.2 da parte experimental. Os valores de R obtidos para

cada resina e cada metal estão apresentados na Tabela III.4.3.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

198

Tabela III.4.3: Percentagens de recuperação de cobre, de cádmio e de chumbo em água ultrapura obtidas com a Amberlite CG-50 e a Chelex 100 – valor médio e desvio padrão de N réplicas.

Cobre Cádmio Chumbo

Amberlite CG-50 ( 99,9 ± 3,0 ) %

(N=6) ( 101 ± 3,4 ) %

(N=6) ( 99,8 ± 5,0 ) %

(N=5)

Chelex 100 ( 99,9 ± 2,9 ) %

(N=6) ( 99,7 ± 5,5 ) %

(N=6) ( 100,5 ± 2,4 ) %

(N=6)

As percentagens de recuperação determinadas para as duas resinas aqui consideradas no caso

do cobre, cádmio e chumbo têm todas valores de 100 %. Pode, assim, concluir-se que na

ausência de ligandos, as resinas são capazes de remover a totalidade dos metais presentes em

solução e que todo o metal extraído pelas resinas é eficientemente removido pelo ácido de

eluição.

É de salientar que este controlo do poder de remoção das resinas, apesar de ser essencial, é

raramente realizado antes da utilização das resinas, nomeadamente quando estas são usadas

como método de pré-concentração para a determinação da concentração total de catiões

metálicos em águas naturais (Gueguen et al., 1999; Jimenez et al., 2002; Pyrzyñska e Joñca, 2000)

III.4.2.3.3. Variação do pH ao longo da extracção

Como já foi referido, o fraccionamento dos metais nas águas naturais depende do pH. Assim,

é necessário ter em consideração as variações de pH que ocorrem durante a extracção dos

metais pelas resinas.

Neste trabalho, as resinas são utilizadas na forma H+ havendo, portanto, libertação de protões

para a solução quando ocorre a troca de catiões metálicos e, consequentemente, diminuição do

pH da mistura resina/solução. De modo a determinar a ordem de grandeza da variação de pH

que ocorre durante a extracção de metais pelas resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50,

determinou-se o pH da solução antes e após o contacto com a resina.

Este estudo foi realizado com amostras de águas naturais. As variações de pH observadas com

a Chelex 100 e com a Amberlite CG-50, em dois estudos com valores de pH iniciais

diferentes, estão representadas na Figura III.4.1. Como é possível observar, a variação máxima

de pH com a Chelex 100 é de 0,4 unidades pH enquanto que no caso da Amberlite CG-50, a

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

199

variação máxima é de 0,8 unidades de pH. Nesta gama de valores de pH, as variações são

difíceis de controlar se a solução não estiver tamponizada como é o caso dos padrões

utilizados no presente trabalho ou das amostras de água estudadas. Pesavento et al. (1999), num

estudo de especiação de metais em águas naturais onde utilizaram a Chelex 100 sem

tamponizar as amostras, obtiveram grandes variações do pH da mistura resina/solução. Por

exemplo, para um pH inicial de 7,8, obtiveram valores finais de pH entre 4,5 e 7,2

dependendo do volume de amostra utilizado. No caso da Amberlite CG-50, foram observadas

variações de pH muito menores com uma diminuição de 7,0 para 6,7 (Pesavento et al., 2001).

Em ambos os casos, estas variações de pH foram justificadas pelo facto da resina ser utilizada

na forma H+, o que confere as resinas um carácter ácido tendo sido sublinhado o facto destas

variações não afectarem os resultados do fraccionamento (Pesavento et al., 1999; Pesavento et al.,

2001). Pode, então, concluir-se que as variações de pH observadas no nosso estudo não irão

afectar significativamente os resultados de fraccionamento.

Figura III.4.1: Variação do pH de uma mistura resina/amostra; A: pHinicial = 7,4 ; B: pHinicial = 6,8 ( 3 réplicas). Tempo de contacto de 24 horas.

6

6,4

6,8

7,2

7,6

pH inicial pH finalChelex

pH finalAmberlite

5,6

6

6,4

6,8

7,2

pH inicial pH finalChelex

pH finalAmberlite

A B

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

200

III.4.2.4. Aplicação da extracção em fase sólida ao fraccionamento de cobre, cádmio e chumbo em águas naturais

O método de extracção em fase sólida foi usado para determinar a fracção lábil de cobre,

cádmio e chumbo em águas naturais. O principal objectivo desta aplicação a águas naturais é

de testar este método de fraccionamento com amostras reais de forma a ter uma ideia da sua

eficiência e determinar a variabilidade dos resultados. As resinas Amberlite CG-50 e Chelex

100 foram utilizadas com uma mesma amostra. A amostra de água proveniente da Ria de

Aveiro foi tratada segundo o procedimento descrito na secção III.2.2 e determinaram-se os

seguintes parâmetros:

• pH = 7,8

• Condutividade = 15000μS

• Salinidade: 13

• Absorvência (λ =250 nm) = 0,511

Realizaram-se três réplicas de extracção com cada resina e os resultados obtidos estão

apresentados na Tabela III.4.4. Os valores apresentados são a média e o desvio padrão de três

réplicas; entre parênteses está indicado o valor do desvio padrão relativo.

Como é possível verificar, este método de fraccionamento permite determinar concentrações

com valores muito baixos, chegando a gama de 10-10 M, uma vez que também é realizada uma

pré-concentração dos catiões metálicos. O limite de determinação depende do factor de

concentração utilizado; neste trabalho o factor de concentração é de c.a. 25, mas conforme os

volumes de solução e de ácido de eluição utilizados, o factor de concentração pode chegar a

valores muito superiores (até valores superiores a 100) permitindo medir concentrações

inferiores a 10-11 M. No entanto, como se pode verificar, um factor de concentração de 25 é

suficiente para a determinação da fracção lábil dos três metais estudados em amostras de águas

naturais pouco contaminadas.

Os valores de desvio padrão relativo obtidos com três réplicas para as duas resinas e os três

metais estudados variam entre 6 e 28 % do valor da concentração extraída. Note-se que é no

caso do cádmio que se observa a maior variabilidade dos resultados; isto poderá ser devido ao

facto do cádmio estar presente em níveis de concentração mais baixos.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

201

Tabela III.4.4: Concentração total e concentração da fracção lábil (média e desvio padrão de três réplicas) de cobre, cádmio e chumbo determinada com as resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50. Factor de pré-concentração = 25. Entre parênteses está indicado o valor do desvio padrão relativo da concentração da fracção lábil.

Cobre Cádmio Chumbo

Concentração total (1×10-9 M)

47,7 1,51 2,43

Amberlite CG-50

9,63 ± 1,45 (15 %)

0,134 ± 0,037 (28 %)

1,20 ± 0,11 (9 %)

Concentração da fracção lábil

(1×10-9 M) Chelex 100

15,4 ± 1,7 (11 %)

0,260 ± 0,043 (16 %)

1,04 ± 0,06 (6 %)

Figura e McDuffle (1980) num estudo de especiação de metais com a Chelex 100 obtiveram

valores de desvio padrão relativo entre 2,5 e 10 % no caso do chumbo. Pesavento et al. (2001)

utilizaram, também, as resinas Amberlite CG-50 e Chelex 100 para determinação da

concentração de cobre e cádmio em águas naturais. No caso do cádmio, os valores de desvio

padrão relativo obtidos com a Amberlite CG-50 variaram entre 19 e 47 % para réplicas da

mesma amostra e os valores obtidos com a Chelex 100 variaram entre 20 e 39%. No caso do

cobre, os valores de desvio padrão relativo obtidos com a resina Amberlite CG-50 variaram

entre 25 e 61% e, no caso da Chelex 100 entre 31 e 52 %. Considerando que a maior variação

observada no nosso trabalho é de 28%, pode concluir-se que as concentrações da fracção lábil

de metal determinadas neste estudo apresentam valores de desvios padrão relativos que se

situam dentro da gama de valores obtidos por outros autores acima referidos.

Pode, desde já, concluir-se que o método de extracção em fase sólida utilizado com as resinas

Chelex 100 e Amberlite CG-50 permite determinar, de modo eficiente, concentrações

vestigiais de metal lábil em águas naturais.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

202

III.4.3. Comparação da extracção em fase sólida com métodos voltamétricos de fraccionamento.

III.4.3.1. Métodos de fraccionamento utilizados

A extracção em fase sólida foi comparada a outros métodos de fraccionamento de metais em

águas naturais, alguns apresentados no capítulo anterior. Para esse efeito, aplicaram-se vários

métodos a uma mesma amostra de água proveniente da Ria de Aveiro. A amostra de água aqui

usada foi a mesma amostra usada na secção III.4.2.4.1.

As técnicas voltamétricas aplicadas foram:

• a voltametria de redissolução catódica, com acumulação adsortiva (AdCSV) usando como ligando competitivo a 8-hidroxiquinolina (1,00×10-5 M) e o tampão HEPES (1,00×10-4 M; pH=7,7); as condições experimentais utilizadas foram já apresentadas na secção III.3.4:

Eac = -1,1 V Ei = -0,2 V teq = 5 segundos tac = 120s Ef = -0,9 V

• a voltametria de redissolução anódica de onda quadrada (SWASV) com dois tipos de eléctrodo: a gota de mercúrio (HMDE) e o filme de mercúrio (TMFE); os filmes de mercúrio foram realizados seguindo a técnica desenvolvida por Monterroso et al.(2004). As condições experimentais utilizadas foram as seguintes:

Eac = -0,9 V Ei = -0,9 V teq = 5 segundos tac = 5 ou 10 min Ef = 0,15 V

No caso da extracção em fase sólida (SPE), utilizaram-se duas resinas de troca catiónica: a

Amberlite CG-50 e a Chelex 100 em “batch” com uma razão massa de resina/volume de

solução igual a 0,3 g.L-1.

O procedimento experimental utilizado em todo este estudo foi o descrito nas respectivas

secções III.2.4.2 e III.2.5.2.

As concentrações totais de cobre, cádmio e chumbo na amostra de água foram determinadas

por AdCSV, após destruição da matéria orgânica por acidificação a pH 1 e irradiação UV

(Anexo IV).

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

203

III.4.3.2. Fracção lábil de cobre, cádmio e chumbo determinada pelos vários métodos de fraccionamento

As concentrações totais e as concentrações da fracção lábil de cobre, cádmio e chumbo

determinadas com os vários métodos de fraccionamento aqui utilizados apresentam-se na

Tabela III.4.5.

Considerando os resultados obtidos por SPE, pode verificar-se que a fracção lábil determinada

com a resina Chelex 100 é superior à fracção lábil determinada com a Amberlite CG-50 no

caso do cobre e do cádmio, enquanto que no caso do chumbo, obteve-se concentrações

sensivelmente idênticas com as duas resinas.

Tabela III.4.5: Concentrações totais e percentagens da fracção lábil de cobre, chumbo e cádmio determinadas com os vários métodos de fraccionamento. Os valores apresentados são a média de três réplicas e o desvio padrão respectivo.

Cobre Chumbo Cádmio

Concentração total (1×10-9 M)

47,7 2,43 1,51

Fracção lábil (%)

ASV filme Hg 1,22 ± 0,21 2,09 ± 0,41 < l.d.d.

SWASV gota – 5 min 17,4 ± 0,3 11,9 ± 1,3 < l.d.d.

SWASV gota – 10 min 22,0 ± 0,4 11,5 ± 1,9 < l.d.d.

AdCSV (2min) DP 41,8 ± 1,3 < l.d.d. < l.d.d.

SPE - Chelex 100 32,3 ± 3,5 42,7 ± 2,6 15,2 ± 2,8

SPE – Amberlite CG-50 22,2 ± 3,1 46,9 ± 4,5 7,61 ± 2,4

As diferenças entre os resultados obtidos com as duas resinas deve-se as propriedades de cada

resina. Efectivamente, a Amberlite CG-50 é uma resina fraca de troca catiónica enquanto que

a Chelex 100 é uma resina quelante forte que compete com mais eficiência com os ligandos

naturais para a extracção de metais. Por outro lado, a fracção lábil de metal determinada por

SPE depende, também, do metal considerado. Assim, qualquer que seja a resina considerada, a

fracção lábil de chumbo é sempre superior a fracção lábil de cobre que, por sua vez, é superior

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

204

a fracção lábil de cádmio. Figura e McDuffle (1980) usaram também a SPE com a Chelex 100 em

“batch” para determinar o fraccionamento do cobre, do cádmio e do chumbo em águas

naturais e obtiveram fracções lábeis de cobre e chumbo com valores próximos e sempre

superiores ao valor da fracção lábil de cádmio.

Os níveis de concentração da fracção lábil de cádmio, na amostra estudada, estão abaixo do

limite de detecção dos dois métodos voltamétricos utilizados neste estudo (<0,1nM em

AdCSV e <0,3×10-9 M em ASV). Da mesma forma, no caso do chumbo, não foi possível

determinar a concentração da fracção lábil por AdCSV (<0,2×10-9 M).

Os resultados obtidos com o cobre permitem comparar a fracção lábil determinada com as

várias técnicas voltamétricas utilizadas. Assim, a fracção lábil determinada por AdCSV é

sempre superior à fracção lábil determinada por ASV. No caso da ASV, a fracção lábil é

constituída pelo metal livre e pelo metal envolvido em complexos, geralmente complexos

inorgânicos, que se dissociam na camada de difusão durante o tempo de análise (Bruland et al.,

2000). No caso do AdCSV, a fracção lábil é constituída pelo metal livre e pelo metal envolvido

em complexos menos estáveis que o complexo metal-oxina e cuja velocidade de dissociação é

suficientemente elevada para que haja dissociação do complexo natural seguida da

complexação do metal pela oxina durante o tempo de análise. Assim a oxina é capaz de

competir com vários ligandos naturais (ver valores de constantes de estabilidade dos

complexos formados no Anexo II), logo a fracção lábil de metal determinada por AdCSV será

sempre superior a fracção lábil determinada por ASV.

Segundo o tipo de eléctrodo utilizado, a fracção lábil de cobre determinada por ASV varia de

0,7 %, no caso do filme de mercúrio, para ca. 20 % no caso da gota de mercúrio. Um dos

factores com mais influência sobre a fracção lábil de metal determinado por ASV é a espessura

da camada de difusão que rodeia o eléctrodo (Bruland et al., 2000). Efectivamente, quanto

maior for a espessura da camada de difusão, maior será o tempo disponível para os complexos

metálicos se dissociarem e consequentemente a fracção lábil determinada será maior (Bruland et

al., 2000). A espessura da camada de difusão pode ser estimada a partir da velocidade de

rotação do eléctrodo no caso do TMFE (Capodaglio et al., 1995). Assim, uma vez que a agitação

da solução no caso da ASV (TMFE) é mais eficiente do que no caso da ASV (HMDE), a

camada de difusão no caso do eléctrodo de gota de mercúrio é maior do que no caso dos

filmes de mercúrio e por essa razão a fracção lábil de metal determinada por ASV (HMDE) é

maior do que no caso da ASV (TMFE). Donat et al. (1994) compararam, também, os resultados

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

205

obtidos por ASV (HMDE) e por ASV (TMFE) na determinação da fracção lábil de cobre

numa amostra de água natural e mostraram que a fracção determinada por ASV (HMDE) é

superior à fracção determinada por ASV (TMFE) sendo a ASV (TMFE) mais eficiente para

distinguir a fracção de cobre envolvido em complexos inorgânicos da fracção de cobre

envolvido em complexos orgânicos. Assim, a fracção lábil de metal determinada por ASV

(TMFE) poderá ser considerada como uma melhor aproximação da fracção de metal livre.

O tempo de análise é a principal diferença entre as técnicas voltamétricas aqui utilizadas e a

SPE. No caso da voltametria, os tempos de análise são muito curtos (poucos segundos)

enquanto que no caso da SPE em “batch”, os tempos de extracção utilizados são de várias

horas. Quanto maior for o tempo de análise maior será o tempo disponível para os complexos

metálicos presentes na amostra de água se dissociarem e, consequentemente, seria de esperar

que a fracção lábil de metal fosse maior quando o método usado tem um tempo de análise

maior. No entanto, no caso do cobre, as fracções lábeis determinadas por ASV (HMDE) e por

SPE com a resina Amberlite CG-50 apresentam valores muito próximos. Da mesma forma, a

AdCSV e a resina Chelex 100 conduzem a determinação de fracções lábeis de cobre com

concentrações da mesma ordem de grandeza. Logo, é possível concluir-se que, além do tempo

de análise, parâmetros tais como a afinidade do ligando competitivo ou dos grupos funcionais

da resina para os metais estudados têm também influência sobre a fracção lábil de metal

determinada com cada método.

A comparação das fracções lábeis de cobre, de cádmio e de chumbo, determinadas por SPE e

por dois métodos voltamétricos, realçou o carácter operacional da fracção lábil determinada

com cada técnica. Mostrou-se aqui que além do tempo de análise, vários parâmetros como a

natureza dos ligandos competitivos ou grupos funcionais no caso das resinas, ou, ainda o

eléctrodo utilizado, podem ter influência sobre a fracção lábil determinada. Por outro lado,

este estudou mostrou que ao contrario dos métodos voltamétricos, a SPE permite sempre

determinar o fraccionamento de metais em aguas naturais mesmo como, no caso presente,

quando os níveis de concentração em metais são muito baixos. A extracção em fase sólida

poderá, assim, ser considerada como uma técnica com grande potencialidades para a

determinação do fraccionamento de metais vestigiais em águas naturais.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

206

III.4.4. Conclusão

Todo este trabalho mostrou a capacidade do método de extracção em fase sólida com resinas

para a determinação do fraccionamento de metais em águas. Por outro lado, é importante ter

em consideração o forte carácter operacional da fracção lábil, determinada tanto por SPE

como com métodos voltamétricos, quando se pretende fazer correlações com a

biodisponibilidade ou mesmo a toxicidade dos metais nas águas naturais. A comparação da

fracção lábil determinada com vários métodos mostrou, ainda, que dois métodos diferentes,

como por exemplo a SPE com a Chelex 100 e a AdCSV permitem determinar fracções lábeis

da mesma ordem de grandeza. Logo, embora seja um método menos utilizado do que os

métodos voltamétricos, o desenvolvimento de novas resinas assim como novos esquemas de

fraccionamento, poderão tornar a extracção em fase sólida num método com grandes

capacidades para o fraccionamento de metais em águas.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

207

III.5. O carácter operacional da fracção lábil determinada por SPE

III.5.1. Introdução

A fracção lábil de metal determinada por extracção em fase sólida com uma resina de troca

catiónica inclui os catiões metálicos na forma livre (aquo-complexos) assim como os catiões

metálicos provenientes da dissociação, durante o tempo de extracção, de complexos metálicos

(Chakrabarti et al.,1993). Como já foi referido na secção III.1, parâmetros como o tempo de

extracção, a proporção massa de resina/volume de solução ou o pH e, mais particularmente,

grandes variações de pH durante a extracção, têm influência sobre a quantidade de metal

extraído pelas resinas e consequentemente sobre a fracção lábil de metal determinada por

SPE. Neste capítulo, estudou-se, o melhor processo de controlar as variações de pH durante a

extracção e, ainda, o efeito da razão massa de resina/volume de solução, do tempo de

extracção, e da salinidade da solução sobre a fracção de metal extraído pelas resinas Chelex

100 e Amberlite CG-50. Numa segunda parte, estudou-se o carácter operacional da fracção

lábil determinada por SPE e analisou-se a relação entre a fracção de metal livre e a fracção lábil

de metal determinada por SPE em soluções contendo vários metais e vários ligandos

orgânicos.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

208

Todo este trabalho foi realizado em soluções preparadas em água ultrapura com níveis de

concentração em metais (1×10-6 M) superiores aos níveis geralmente encontrados nas águas

naturais de modo a permitir a quantificação dos metais extraídos pelas resinas por F-AAS. É

de salientar que muitos trabalhos de SPE realizados com soluções sintéticas, como no caso

presente, foram realizados com níveis de concentração da mesma ordem de grandeza (Liu e

Ingle, 1989; Pesavento et al., 2000; Vasconcelos et al., 1996; Viana et al., 1999).

Como se verificou no capítulo III.4, em estudos com amostras naturais de águas salgadas, as

razões mr/Vs usadas têm valores que rondam 0,3 g.L-1. Estes valores baixos devem-se ao facto

da extracção em fase sólida ser muitas vezes usada como método de pré-concentração para

determinação de concentrações totais de metais em águas naturais. Logo, é necessário usar

grandes volumes de solução e pequenas quantidades de resina facilmente eluidas com

pequenas quantidades de ácido que permitem obter factores de pré-concentração elevados.

No caso presente, os níveis de concentração utilizados são muito superiores aos níveis naturais

não sendo necessário ter factores de pré-concentração elevados e, portanto, os volumes de

solução extraída são menores. Por outro lado, a utilização de soluções com níveis de

concentração de metais muito superiores impõe que a quantidade de resina usada seja,

também, maior. Por essas razões, o trabalho apresentado neste capítulo foi realizado com

valores de mr/Vs iguais ou superiores a 1 g.L-1. É de salientar que valores entre 0,5 e 10 g.L-1

foram utilizados por Vasconcelos et al., 1996 num estudo em águas doces com níveis de

concentração da mesma ordem de grandeza dos aqui usados.

As extracções de metais pelas resinas foram sempre realizadas em “batch”, tal como nos

estudos de fraccionamento em amostras de águas naturais referidos na secção III.4.

É de salientar que os resultados obtidos por SPE no fraccionamento do cobre, do cádmio e

do chumbo em águas naturais, e apresentados no capítulo III.4, foram obtidos com condições

experimentais escolhidas com base em vários trabalhos realizados por outros autores já

referenciados. Uma vez que os níveis de concentração de metais em águas naturais são muito

inferiores aos níveis de concentração usados neste capítulo nem sempre foi possível

estabelecer correlações entre os resultados obtidos nestes dois capítulos.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

209

III.5.2. Influência das condições experimentais sobre a eficiência de extracção das resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50

III.5.2.1. Factores que afectam a variação do pH ao longo da extracção por SPE

Durante a extracção de catiões metálicos por uma resina de troca catiónica, o efeito

perturbador da resina pode provocar uma variação do pH da solução (cf. equações III.1.22 e

III.1.23). Este efeito será mais acentuado se a resina se encontrar na forma H+, uma vez que

os catiões trocados são os catiões metálicos da solução e os H+ da resina. Por outro lado,

quanto maior a quantidade de catiões em solução ou quanto maior a quantidade de resina,

maior será a troca de catiões, e consequentemente, maior será a variação de pH. No capítulo

III.4, em que foram usadas pequenas quantidades de resina e onde as concentrações de catiões

metálicos eram bastante baixas (pequenas quantidades de catiões trocados), as variações de pH

observadas durante a extracção eram inferiores a uma unidade de pH. Contudo, com maiores

concentrações de metal, maiores proporções de resina e soluções com pouco efeito tampão

devido a ausência de ligandos naturais, as variações de pH podem ser superiores.

Geralmente, nos trabalhos em que é utilizada a SPE com resinas, apenas o pH da solução

inicial é ajustado (Baffi et al., 1992; Chakrabarti et al., 1993; Ferri e Sangiorgio, 1996; Groschner e

Appriou, 1994; Pesavento et al., 2001; Vasconcelos e Leal, 1997). Adoptando este procedimento

(ajuste do pH da solução inicial), foram realizadas duas experiências (três replicas de cada) de

modo a avaliar a importância da variação de pH ao longo da extracção quando se consideram

concentrações em metais mais elevadas e são usadas maiores proporções de resina. As resinas

Chelex 100 e Amberlite CG-50 na forma H+ foram equilibradas com duas soluções (A e B) de

composição diferentes durante um tempo superior ou igual a 4 horas (ver Tabela III.5.1).

Nos dois casos aqui estudados, o pH diminui mais de 2,5 unidades com qualquer uma das

resinas tendo esta variação um valor muito superior aos valores observados no capítulo III.4

com águas naturais. Confirma-se, assim, que as quantidades de metal e de resina consideradas

têm efeito sob a variação do pH da solução extraída.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

210

Tabela III.5.1: Composição das soluções Ae B e condições experimentais utilizadas.

Solução A Solução B

Composição da solução

Água ultrapura

[Cu]total = 8,0×10-6 M; [Cd]total = 1,8×10-6 M; [Pb]total = 2,0×10-6 M

Água salgada de salinidade 13

[EDTA] = 4,1×10-6 M e

[Cu]tot = 8,2×10-6 M^

Razão mr/VS 1 g.L-1 (0,15 g de resina em

150 mL de solução) 10 g.L-1 (0,50 g de resina

em 50 mL de solução)

Tempo de extracção 24 horas 4 horas

O ião trocável presente na resina poderá também ter influência sobre a variação de pH da

solução durante a extracção. Efectivamente, quando a resina se encontra na forma H+, a

libertação de protões pela resina provoca uma diminuição do pH da mistura, como se

observou na experiência anterior e no capítulo III.4. Logo, se o ião trocado pela resina for

outro que não o H+, a variação de pH durante a extracção deverá ser muito menor. Por outro

lado, verificou-se que a mistura da resina com a solução provoca uma diminuição imediata do

pH da mistura. Assim, o ajuste do pH da mistura resina/solução poderá ser outra forma de

minimizar as variações de pH durante a extracção. Procedeu-se, então, a extracção de uma

mesma solução com as resinas na forma Na+ sem ajuste do pH da mistura resina/solução e na

forma H+ com ajuste do pH da mistura resina/solução de modo a comparar as variações de

pH observadas em cada caso. As condições experimentais assim como a composição da

solução utilizada neste trabalho estão apresentadas na Tabela III.5.2.

Tabela III.5.2: Composição da solução e condições experimentais utilizadas.

Composição da solução

Água salgada de salinidade 26

[Cu]total = 8,0×10-6 M; [Cd]total = 1,8×10-6 M; [Pb]total = 2,0×10-6 M

Razão mr/VS 10 g.L-1 (0,5 g de resina em 50 mL de solução)

Tempo de extracção 24 horas

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

211

O pH da mistura resina/solução foi ajustado a um valor próximo de 7,0 por adições de

Na2CO3 apenas no caso das resinas na forma H+. O pH da solução de extracção foi sempre

medido no início (após o ajuste com Na2CO3) e no fim de extracção. Os valores obtidos estão

apresentados na Tabela III.5.3.

Como aparece na Tabela III.5.3, as variações de pH observadas neste caso são sempre

inferiores a 1,4 unidade de pH. A utilização da resina na forma Na+, além de saturar a resina

com um dos catiões maioritários da água salgada, permite, assim, reduzir bastante a variação

de pH da solução durante a extracção sem qualquer ajuste do pH inicial (variação máxima de

0,7 unidades de pH).

Contudo, os resultados obtidos com a resina na forma Na+ apresentam uma variabilidade

muito maior do que os resultados obtidos quando as resinas estão na forma H+. Esta

variabilidade deve-se ao facto da quantidade de sódio na solução de eluição da resina ser muito

elevada o que provoca interferências e maior variabilidade dos resultados na determinação por

F-AAS das concentrações de cobre, cádmio e chumbo no eluato. Nota-se que estas duas

resinas na forma Na+ conferem à solução um pH alcalino com valores próximo de 10,0 no

caso da Chelex 100 e de 11 no caso da Amberlite CG-50 o que explica o facto do pH da

solução após extracção pela Amberlite CG-50 ter um valor superior ao pH inicial da solução.

A utilização das resinas na forma H+ com ajuste de pH da mistura resina/solução permite

obter resultados com menor variabilidade e reduzir consideravelmente as variações de pH. Por

essas razões, esse procedimento foi adoptado em todo o trabalho apresentado nas próximas

secções.

Em conclusão, as variações de pH da solução durante a extracção podem ser minimizadas

usando as resinas na forma Na+ ou ajustando o pH da mistura resina/solução quando as

resinas são usadas na forma H+.

Tabela III.5.3: Variação do pH durante a extracção com as resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50 na forma Na+ e H+.

Amberlite CG-50 Chelex 100

pH inicial pH final pH inicial pH final

Forma Na+ 7,0 7,3 7,0 6,3

Forma H+ (ajuste do pH da mistura resina/solução) 6,7 5,3 6,7 6,0

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

212

III.5.2.2. Influência da salinidade, da razão (massa de resina/volume de solução) e do tempo de extracção na fracção extraída por SPE

Os catiões maioritários presentes na água salgada podem, também, ser extraídos e, portanto,

competir com os metais vestigiais no processo de extracção pelas resinas. Por outro lado, a

água salgada contem grandes concentrações de ligandos inorgânicos que, ao complexar os

catiões metalicos, poderão dificultar a extracção destes mesmos pelas resinas sobretudo no

caso de uma resina mais fraca como a Amberlite CG-50. Assim, mesmo na ausência de

ligandos orgânicos, é possível que não se consiga uma extracção total do metal em soluções

salinas usando as mesmas condições que, em soluções não salinas, garantem uma extracção da

totalidade do metal presente em solução.

De forma a estudar o efeito da matriz salina sobre a eficiência da extracção com as resinas

Chelex 100 e Amberlite CG-50, procedeu-se a extracção de cobre, cádmio e chumbo em duas

soluções diferentes, uma preparada em água ultrapura e outra preparada em água salgada

sintética de salinidade 26, ambas com as mesmas concentrações de metais e a pH= 6,0-7,0. As

condições experimentais usadas neste estudo estão resumidas na Tabela III.5.4.

As percentagens de remoção de cobre, cádmio e chumbo obtidas com a Chelex 100 e a

Amberlite CG-50 nas duas soluções estão apresentadas na Tabela III.5.5 (os resultados

apresentados são a média e o desvio padrão de pelo menos 3 réplicas).

Tabela III.5.4: Concentração total de metais em solução e condições experimentais utilizadas.

Concentração total de metais em solução

[Cu]total = 8,0×10-6 M; [Cd]total = 1,8×10-6 M; [Pb]total = 2,0×10-6 M

Razão mr/VS 1 g.L-1 (0,15 g de resina em 150 mL de solução)

Tempo de extracção 1 hora

pH Ajuste do pH da mistura resina/solução à uma valor de 6,0-7,0 por adição de Na2CO3

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

213

No caso das soluções preparadas em água ultrapura, todo o metal presente em solução é

removido quer pela Chelex 100, quer pela Amberlite CG-50. No caso das soluções salinas, a

Chelex 100 remove a totalidade do cobre presente em solução mas os outros dois metais não

são totalmente removidos; com a Amberlite CG-50, nenhum dos três metais é completamente

removido pela resina com as condições experimentais utilizadas. Assim, é possível concluir

que a salinidade tem um efeito considerável sobre as quantidades de catiões extraídos pelas

resinas. Esse efeito pode resultar do facto dos iões maioritários presentes na água salgada

(Na+, Mg2+) entrarem em competição com os catiões estudados para os sítios de fixação das

resinas, apesar das resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50 terem uma maior afinidade para o

Cu2+, o Cd2+ e o Pb2+ do que para estes catiões. No entanto, é também necessário ter em

consideração a presença, na água salgada, de certos ligandos como o Cl- ou o CO32- que

podem complexar os catiões estudados e dificultar a sua extracção pela resina. No caso da

chelex 100, este efeito deverá ser pouco significativo tendo em consideração o facto desta

resina ter grupos quelantes fortes. No entanto, a Amberlite CG-50, cujos grupos activos

podem ser modelizados pelo ácido acético (Pesavento et al. (1994)), tem menor capacidade para

competir com estes ligandos. Efectivamente, os complexos formados pelo Cl- ou pelo CO32-

com os catiões estudados apresentam constantes de estabilidade superiores aos complexos

formados pelo acetato com estes mesmos catiões.

Tabela III.5.5: Percentagens (%) de remoção, pelas resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50, de cobre, cádmio e chumbo numa solução preparada em água ultrapura ou água salgada ; mr/Vs = 1g.L-1; 1 hora de extracção. Média de pelo menos três réplicas e desvio padrão respectivo.

Metal Matriz

Cobre Cádmio Chumbo

Água ultrapura 100 ± 1 101 ± 1 101 ± 5

Chelex 100 Água

salgada 99,4± 1,2 5,32 ± 0,43 53,3 ± 2,1

Água ultrapura 101 ± 2 99,4 ± 2,7 101 ± 2

Amberlite CG-50 Água

salgada 11,2 ± 1,0 0,661 ± 0,502 48,9 ± 2,6

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

214

Em conclusão, a salinidade, devido a competição dos catiões maioritários para os sítios de

fixação da resina ou a complexação dos catiões estudados pelos ligandos Cl- e CO32-, afecta a

quantidade de metais extraídos pelas resinas, nomeadamente no caso de resinas menos fortes

como a Amberlite CG-50.

Como aparece na Tabela III.5.5, uma razão mr/Vs igual a 1g.L-1 e um tempo de extracção de 1

hora não permite extrair a totalidade dos catiões presente em solução no caso da água salgada

sintética. Dois factores experimentais podem ser apontados como as causas prováveis para

esta extracção incompleta. Por um lado, a proporção de resina usada poderá não ser suficiente

para extrair todos os catiões estudados (Cu2+, Cd2+ e Pb2+) na matriz salgada, uma vez que

parte dos catiões maioritários presentes na água salgada são também extraídos. Por outro lado,

o tempo necessário para se atingir um estado de equilíbrio na matriz salgada poderá ser maior

que em água doce devido a maior complexidade do meio. Procedeu-se, então, a extracção da

mesma solução anterior preparada em água salgada sintética, mas com uma razão mr/Vs igual

a 10 g.L-1 e com três tempos de extracção: 1, 4 e 24 horas. Na Tabela III.5.6, estão

apresentadas as percentagens de remoção de cobre, cádmio e chumbo obtidas com a Chelex

100 e a Amberlite CG-50 com essas condições experimentais

Tabela III.5.6: Percentagens (%) de remoção de cobre, cádmio e chumbo em água salgada obtidas com as resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50 com vários tempos de extracção e mr/Vs = 10 g.L-1. Média de três réplicas e desvio padrão respectivo.

Tempo de extracção Cobre Cádmio Chumbo

1 hora 92,7 ± 2,5 89,2 ± 3,6 103 ± 2

4 horas 101 ± 3 100 ± 2 101 ± 1 Chelex 100

24 horas 100 ± 1 102 ± 2 99,4 ± 1,0

1 hora 90,2 ± 1,4 92,8 ± 1,2 99,6 ± 1,1

4 horas 101 ± 2 99,5 ± 0,3 99,8 ± 2,0 Amberlite CG-50

24 horas 102 ± 3 102 ± 1 87,1 ± 3,2

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

215

Com uma razão mr/Vs igual a 10 g.L-1, as percentagens de remoção de cobre, de cádmio e de

chumbo obtidas com as resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50 são, qualquer que seja o tempo

de extracção considerado, todas superiores a 85 % enquanto que com mr/Vs igual a 1 g.L-1,

excepto no caso do cobre com a Chelex 100, todas as percentagens de remoção são inferiores

à 50 % (ver Tabela III.5.3). Logo, é possível concluir que a razão mr/Vs deverá ser escolhida

tendo em consideração não só os níveis de concentração total dos metais estudados mas

também o tipo de matriz considerada.

O tempo de contacto entre a resina e a solução extraída têm, também, influência sobre a

eficiência da resina. Ao contrário do que acontece no caso da solução preparada em água

ultrapura com uma razão mr/Vs = 1 g.L-1, uma hora de extracção não é sempre suficiente para

remover com as duas resinas estudadas a totalidade do cobre, cádmio e chumbo numa solução

salina. Efectivamente, no caso da Chelex 100, tempos de contacto de 4 ou 24 horas permitem

obter percentagens de remoção de 100% para os três metais aqui considerados, enquanto que,

com uma hora de contacto, só se obtém 100% de remoção no caso do chumbo. No caso da

Amberlite CG-50, só foi possível obter 100 % de remoção para os três metais com 4 horas de

extracção. Esta diferença deve-se ao facto da água salgada ser uma matriz mais complexa que

requer tempos de contacto mais longos (Pai, 1988). Efectivamente, como já foi referido, os

metais presentes na água salgada encontram-se sob forma livre mas também sob a forma de

complexos fracos, como por exemplo MCl2 ou MCO3, cuja cinética de dissociação poderá ser

mais ou menos rápida.

Em conclusão, as condições experimentais que permitem, na ausência de ligandos orgânicos,

uma remoção total, pelas resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50 ( na forma H+), dos metais

estudados, presentes em concentrações da ordem de 10-6 M, são:

• no caso de uma solução preparada em água ultrapura: razão mr/Vs = 1 g.L-1; 1 hora de

extracção;

• no caso de uma solução preparada em água salgada sintética: razão mr/Vs = 10 g.L-1,

4 horas de extracção;

Em ambos os casos, o pH da mistura resina/solução devera ser ajustado a um valor próximo

de 7,0 por adição de Na2CO3.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

216

III.5.3. Comparação da fracção livre e da fracção lábil de metal determinada por SPE em soluções sintéticas na presença de vários ligandos orgânicos

Sendo as condições definidas na secção anterior uma garantia de extracção total dos metais

estudados na ausência de ligandos orgânicos, uma remoção inferior a 100 % aquando da

aplicação das mesmas condições a soluções contendo ligandos orgânicos, poderá ser

interpretada como reflexo da extensão da complexação por esses ligandos. A fim de

compreender melhor de que forma a fracção extraída pela Chelex 100 e pela Amberlite CG-50

se relaciona com a extensão da complexação e a estabilidade dos complexos, foram realizadas

experiências com várias soluções contendo diferentes ligandos orgânicos. Por outro lado,

analisou-se o efeito da presença de outros metais em solução sobre a labilidade de um

complexo.

III.5.3.1. Carácter operacional da fracção lábil de metal determinada por SPE

III.5.3.1.1. Introdução

Na maioria dos estudos de fraccionamento de metais em águas naturais realizados por SPE,

considera-se que a fracção de metal extraído pela resina, chamada fracção lábil de metal, é

constituída pelos catiões metálicos presentes na forma livre (aquo-complexos) ou

complexados por uma certa categoria de ligandos que formam complexos dissociáveis durante

a extracção (Abollino et al., 2000; Pesavento et al., 2001; Liu e Ingle, 1989). Desta maneira, esses

autores consideram que os estudos por SPE com resinas permitem dividir os complexos em

duas categorias: os complexos fracos que são dissociados durante o tempo de análise e cujo

metal pode ser extraído pela resina e os complexos fortes que não são dissociados durante a

extracção.

No entanto, Vasconcelos et al. (1996) mostraram que a natureza e as propriedades

termodinâmicas de um ligando não constituem uma informação suficiente para prever a

disponibilidade do metal ligado a este ligando, ou seja a sua labilidade. A extensão da

dissociação de um complexo depende das características termodinâmicas e cinéticas do

processo químico no qual este esta envolvido, ou seja, no nosso caso, da natureza do ligando e

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

217

da resina considerada e ainda das razões metal/ligando e massa de resina/volume de solução,

pois todos estes factores afectam a extensão da dissociação dos complexos presentes em

solução (Vasconcelos et al., 1996). Logo, os complexos poderão ser classificados segundo a

extensão da sua dissociação e não só em duas categorias de complexos dissociados ou não

dissociados durante o tempo de extracção.

Vasconcelos e Azenha (1996) estudaram o carácter operacional da labilidade dos complexos

metálicos com ligandos orgânicos simples mas limitaram-se ao caso do cobre. No presente

trabalho, procedeu-se a um estudo similar em que se considerou não só o caso do cobre mas

também o do cádmio e do chumbo e onde foram usados outros ligandos orgânicos. As resinas

utilizadas foram a Chelex 100 e Amberlite CG-50, esta ultima não tendo sido estudada por

Vasconcelos e Azenha (1996). Foi assim possível alargar os resultados obtidos por Vasconcelos e

Azenha (1996) a outros metais e outras resinas e, ainda, observar a influência da presença de

outros metais sobre a fracção lábil.

III.5.3.1.2. Soluções e condições experimentais usadas

A fracção lábil de cobre, cádmio e chumbo foi determinada em 3 soluções contendo, cada

uma delas, os três metais em simultâneo e um ligando orgânico diferente: o NTA, o EDTA e

o ácido cítrico. Estes ligandos foram escolhidos por terem constantes de estabilidade bem

diferentes em relação aos metais aqui considerados. Escolheu-se trabalhar com uma

concentração de ligando em excesso perante a concentração total de metal de modo a termos

condições experimentais que reflectem as condições naturais.

A razão mr/Vs utilizada foi de 3 g.L-1 com um tempo de extracção de uma hora e seguiu-se o

protocolo descrito na secção 2.4.2 da parte experimental. Verificou-se na secção III.5.2.2, na

ausência de ligandos, com uma razão mr/Vs igual a 1g.L-1 e com uma hora de extracção, que as

duas resinas utilizadas neste estudo removem a totalidade dos metais presentes em soluções de

metais em água ultrapura com concentrações em metais da mesma ordem de grandeza das

concentrações utilizadas no presente estudo (1×10-6 M). Logo, é possível considerar que as

condições utilizadas garantem uma remoção total dos metais presentes em solução na ausência

de ligandos. A razão mr/Vs usada neste trabalho foi de 3 g.L-1 e não o valor de 1 g.L-1

recomendado na secção anterior de forma a garantir um grande excesso de resina.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

218

As soluções utilizadas neste estudo foram preparadas em água ultrapura e as suas composições

estão apresentadas na Tabela III.5.7. Refere-se que as concentrações nas soluções utilizadas

com a resina Amberlite CG-50 foram multiplicadas por 4 de modo a ser mais fácil a

determinação da concentração de metal extraído, dada a menor extensão da extracção com

esta resina. No entanto, conservaram-se as mesmas proporções metal/ligando.

Tabela III.5.7: Composição das soluções utilizadas no presente estudo.

Solução A Solução B Solução C

Ligando NTA EDTA Ácido Cítrico

Resina Amberlite CG 50 Chelex 100 Amberlite

CG 50 Chelex 100 Amberlite CG 50 Chelex 100

[ligando] (M) 4,00×10-5 9,99×10-6 3,97×10-5 1,10×10-5 4,00×10-5 1,01×10-5

[Cu]total (M) 8,00×10-6 2,08×10-6 8,13×10-6 2,02×10-6 8,13×10-6 1,95×10-6

[Cd]total (M) 7,83×10-6 2,06×10-6 7,90×10-6 2,03×10-6 8,04×10-6 1,99×10-6

[Pb]total (M) 8,05×10-6 2,03×10-6 8,01×10-6 2,05×10-6 7,88×10-6 2,03×10-6

pH 6,5 6,6 7,0 6,9 6,3 6,9

III.5.3.1.3. Relação entre a fracção de metal livre e a fracção lábil de metal determinada por SPE

A especiação do cobre, do cádmio e do chumbo presente em cada uma das soluções foi

determinada com a ajuda do programa de cálculos de Especiação CHEAQS (Verweij, 1999).

Os valores das constantes de estabilidade usadas para esse cálculo estão apresentados no

Anexo III. Foram usadas as constantes termodinâmicas sendo a correcção do valor feita pelo

programa de calculo, após calculo da força iónica, usando a equação de Davis.

A percentagem de metal não complexado pelo ligando orgânico considerado, chamada neste

trabalho fracção de metal livre, esta apresentada na Tabela III.5.8 na qual estão, também,

apresentados os valores das fracções de metal lábil determinadas para cada solução e cada

metal com a Chelex 100 e a Amberlite CG-50. O valor da fracção de metal lábil apresentado é

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

219

a média de 3 réplicas (os valores do desvio padrão relativo são todos inferiores 4 %). A

fracção lábil de metal foi calculada usando a fórmula seguinte:

% metal lábil = [M]extraído / [M]total inicial × 100 (III.5.1)

onde [M]extraído corresponde a concentração de metal extraído pela resina e [M]total inicial

corresponde a concentração total de metal na solução inicial.

No caso do cobre em que todo o metal se encontra sob a forma complexada nas três soluções,

só foi possível determinar uma fracção lábil de metal no caso da solução C onde o ligando

presente é o ácido cítrico. Da mesma forma, a quase totalidade do cádmio e do chumbo

encontra-se sob forma complexada nas soluções A e B. No entanto, só foi possível determinar

uma fracção lábil de cádmio e chumbo na solução B em que o ligando é o NTA. Assim a

fracção lábil aqui determinada esta de acordo com a ordem das constantes de estabilidade dos

complexos estudados. Considerando, o caso do chumbo com a Amberlite CG-50, em que,

praticamente, todo o metal se encontra complexado pelo ligando, é possível ordenar, em

termos de labilidade, os complexos formados com o chumbo na seguinte ordem: Pb(II)-

cítrato> Pb(II)-NTA > Pb(II)-EDTA, que segue a ordem inversa das constantes de

estabilidade dos complexos KPb(II)-cítrico < KPb(II)-NTA < KPb(II)-EDTA

Considerando o caso do NTA em que todo o metal presente em solução está complexado, só

foi possível determinar uma fracção lábil de metal no caso do cádmio e do chumbo apesar das

constantes de estabilidade dos complexos formados pelo NTA com os três metais estudados

terem valores muito próximos. Logo, é possível concluir que a natureza do metal estudado

tem, também, uma certa influência sobre a labilidade do complexos, uma vez que a eficiência

de extracção das resinas depende do metal considerado, apesar deste se encontrar na

totalidade complexado em solução. Efectivamente, as resinas têm afinidades diferentes para os

três metais aqui considerados. Por outro lado, no caso do ácido cítrico, apesar do cobre e do

cádmio terem fracções diferentes de metal livre em solução, a fracção lábil determinada com

as resinas não reflecte a diferença de especiação do dois metais em solução. As fracções lábeis

determinadas para estes dois metais são muito próximas sendo praticamente idênticas no caso

da Amberlite CG-50. Assim, é possível concluir que a fracção lábil depende não só da

especiação mas também da natureza do metal e da resina usada no método de fraccionamento.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

220

Nos casos em que as soluções usadas com a Amberlite CG-50 e com a Chelex 100 têm

fracções de metal livre com valores próximos (caso do cobre na solução C e do chumbo e do

cádmio na solução A), foi possível comparar a fracção lábil de metal determinada com estas

duas resinas. Como é possível verificar na Tabela III.5.8, nos casos acima referidos, a fracção

lábil de metal determinada com a Chelex 100 é sempre maior do que a fracção lábil

determinada com a resina Amberlite CG-50. Esta diferença explica-se pelo facto da resina

Chelex 100 ser uma resina quelante cuja eficiência de extracção é superior à da Amberlite

CG-50. Como já foi referido, devido aos grupos iminodiacéticos, a Chelex 100 compete com

mais eficiência com os ligandos da solução do que a Amberlite CG-50 que contêm apenas

grupos carboxílicos pouco competitivos.

Tabela III.5.8: Fracção de metal livre e fracção lábil de metal determinada em cada solução com a Chelex 100 e a Amberlite CG-50 no caso do cobre, do cádmio e do chumbo. Média de três réplicas.

Cobre Cádmio Chumbo

Fracção livre 0 % 0,4 % 0 % Amberlite CG 50

Fracção lábil 0 % 47,2 % 51,0 %

Fracção livre 0 % 1,2 % 0 % Solução A (NTA)

Chelex 100 Fracção lábil 0 % 97,7 % 56,3 %

Fracção livre 0 % 0 % 0 % Amberlite CG 50

Fracção lábil 0 % 0 % 0 %

Fracção livre 0 % 0 % 0 %

Solução B (EDTA)

Chelex 100 Fracção lábil 0 % 0 % 0 %

Fracção livre 0,8 % 30,3 % 2,3 % Amberlite CG 50

Fracção lábil 77,1 % 78,7 % 98,4 %

Fracção livre 1,5 % 45,5 % 36,4 %

Solução C (Ácido Cítrico)

Chelex 100 Fracção lábil 80,8 % 99,5 % 82,5 %

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

221

Todos estes resultados estão de acordo com os valores obtidos na secção III.4.3.2 onde se

determinou por SPE a fracção lábil de cobre, cádmio e chumbo em amostras de águas

naturais.

Vasconcelos e Azenha (1996) realizaram um estudo similar, no caso do cobre, com vários

ligandos no qual determinaram a fracção lábil de cobre em cada solução por SPE usando a

resina Chelex 100 e outros compostos orgânicos. Como no presente trabalho, chegaram a

conclusão que além das características termodinâmicas e cinéticas do próprio complexo ML

inicialmente presente em solução, as características dos ligandos competitivos (no nosso caso,

as resinas) podem ter influência sobre a dissociação dos complexos ML. O presente trabalho

realizado com ligandos geralmente utilizados como modelos da matéria orgânica natural e com

3 metais (Cu, Cd e Pb) permitiu completar as conclusões anteriores mostrando que a fracção

lábil determinada depende da natureza dos metais e da resina utilizada.

III.5.3.1.4. Extensão da dissociação dos complexos

Na secção anterior, considerou-se a influência da natureza do metal, do ligando e da resina

sobre a fracção lábil determinada por SPE sem ter em consideração o grau de dissociação dos

complexos durante a extracção. Nesta secção, será analisada a influência da resina sobre a

extensão da dissociação dos complexos formados com os ligandos orgânicos estudados. Para

esse efeito determinou-se a percentagem de dissociação do complexo usando a seguinte

fórmula:

[ ] [ ][ ]inicial

finalinicial

MLMLML −

= % odissociaçã (III.5.2)

onde [ML]inicial é a concentração em solução de metal complexado pelo ligando L antes da

extracção pela resina e [ML]final é a concentração em solução de metal complexado pelo ligando

L após a extracção.

Os valores (média de três réplicas) da percentagem de dissociação de cada complexo com cada

resina estão apresentados na Tabela III.5.9. Os valores dos desvios padrão associados são

todos inferiores à 5 %.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

222

Tabela III.5.9: Percentagem (%) de dissociação dos complexos de cobre, cádmio e chumbo com os três ligandos orgânicos estudados durante a extracção (Média de três replicas).

Solução A (NTA)

Solução B (EDTA)

Solução C (Ácido cítrico)

Amberlite CG-50 Chelex 100 Amberlite

CG-50 Chelex 100 Amberlite CG-50 Chelex 100

Cobre 0 0 0 0 77,1 81,1

Cádmio 47,2 98,0 0 0 52,0 100

Chumbo 51,0 56,3 0 0 98,3 81,0

Como já foi referido, a Chelex 10 e a Amberlite CG-50 não são suficientemente fortes para

provocar a dissociação dos complexos formados pelo EDTA. No caso do NTA e do ácido

cítrico, os valores da percentagem de dissociação dos complexos de cobre e de cádmio

provocada pela Chelex 100 são sempre superiores aos valores obtidos com a Amberlite CG-

50, o que esta de acordo com o facto desta resina ter uma menor eficiência de extracção do

que a Chelex 100

No entanto, no caso dos complexos de chumbo com o ácido cítrico, verifica-se que os valores

da percentagem de dissociação provocada pela Amberlite CG-50 são superiores aos valores

obtidos com a Chelex 100. Uma explicação possível para este resultado deve-se ao facto da

percentagem de chumbo livre em solução ser muito superior na solução usada com a Chelex

100, como se verifica na Tabela III.5.8. Logo, assumindo que o metal livre é o primeiro a ser

extraído pela resina, os sítios de fixação da chelex 100 logo após o inicio da extracção terão

uma maior ocupação do que os sítios de fixação da Amberlite CG-50. Segundo Vasconcelos et

al. (1996), o carácter polieléctrico e a grande quantidade de sítios de fixação estão na origem da

diminuição sistemática da constante de estabilidade microscópica da resina sempre que a

fracção de sítios de fixação ocupados por catiões metálicos aumenta. Assim, quanto maior for

a quantidade de catiões fixados pela Chelex 100 menor será a sua capacidade a competir com

os ligandos orgânicos e provocar a sua dissociação.

Segundo certos autores (Abollino et al., 2000; Pesavento et al., 2001; Liu e Ingle, 1989), uma vez

que a Chelex 100 (grupos quelantes) é mais forte do que a Amberlite CG-50 (grupos

carboxilicos), a Chelex 100 será capaz de provocar a dissociação de certos complexos que não

se dissociariam na presença da Amberlite CG-50. Pesavento et al. (2001) chegou a conclusão que

a Amberlite CG-50 não é suficientemente forte para provocar a dissociação de certos

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

223

complexos que se dissociam na presença da resina Chelex 100. Contudo, verificou-se no

presente trabalho que ambas as resinas provocam a dissociação dos complexos metálicos

formados pelo cobre, cádmio e chumbo com o NTA e o ácido cítrico. Logo, as conclusões

obtidas por Pesavento et al. (2001) com as mesmas resinas não se verificam com todos os

ligandos orgânicos. A diferença significativa existente entre as duas resinas refere-se mais à

extensão da dissociação provocada por cada uma delas. Efectivamente, no caso do NTA em

que quase todo o catião metálico está complexado, a percentagem de dissociação do complexo

formado com o Cd(II) e com o Pb(II) na presença de Chelex 100 é sempre superior à

percentagem obtida na presença da Amberlite CG-50. No entanto, a resina mais fraca

consegue sempre extrair parte do catião metálico complexado e, portanto, provoca sempre a

dissociação de uma parte dos complexos.

Mostrou-se, assim, que as duas resinas estudadas distinguem-se não só pela sua capacidade a

provocar ou não a dissociação dos complexos que depende das constantes de estabilidade dos

complexos e das constantes de estabilidade microscópicas das resinas, mas sobretudo pela

extensão da dissociação dos complexos que cada uma delas provoca.

III.5.3.2. Competição e interferências de outros metais na labilidade de complexos metálicos por SPE.

Vasconcelos e Azenha (1996), no estudo realizado sobre a influência da natureza do ligando

sobre a labilidade dos complexos, consideraram apenas um metal – o cobre. Logo, não foi

possível estimar a influência da presença de outros metais sobre a labilidade dos complexos.

Para esse efeito, determinou-se, no presente trabalho a fracção lábil de um certo metal por

SPE numa solução sintética com EDTA e na presença ou não de outros metais. Preparam-se

então várias soluções em água ultrapura (ver Tabela III.5.10) e utilizaram-se duas resinas: a

Amberlite CG-50 e a Chelex 100 na forma H+. A fracção de catião metálico livre em solução,

apresentada na Tabela III.5.10, entre parênteses, foi calculada para cada metal em cada solução

com a ajuda do programa de cálculos de especiação CHEAQS (Verweij, 1999).

Nota-se que a proporção [M]total/[L]total foi mantida constante nas quatro soluções. A razão

mr/Vs utilizada foi de 3 g.L-1 com um tempo de extracção de uma hora e seguiu-se o protocolo

descrito na parte experimental.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

224

Tabela III.5.10: Composição das soluções utilizadas no estudo da competição e interferências de outros metais sobre a labilidade dos complexos metálicos; o valor da fracção de catião metálico livre esta apresentado entre parênteses.

Solução 1 Solução 2 Solução 3 Solução 4

[EDTA] (M) 1,2×10-5 4×10-6 4×10-6 4×10-6

[Cu2+] (M) 8,0×10-6 (11,5 %)

8,0×10-6 (50,0 %)

0 0

[Cd2+] (M) 8,0×10-6 (96,0 %)

0 8,0×10-6

(50,0 %) 0

[Pb2+] (M) 8,0×10-6 (42,5 %)

0 0 8,0×10-6 (50,0 %)

As razões (fracção de metal livre/fracção lábil de metal) determinadas para cada solução com a

Chelex 100 e a Amberlite CG-50 estão apresentadas na Tabela III.5.11; o valor da fracção de

metal livre apresentado é a média de 3 réplicas (os valores do desvio padrão relativo são todos

inferiores à 4 %). O valor da razão está, também, indicado entre parênteses.

No caso do cobre e do cádmio, os valores da razão (fracção de metal livre/fracção lábil de

metal) são sempre maiores quando estão 3 metais presentes independentemente da resina

considerada. Isto poderá ser devido, por um lado, a competição dos outros metais presentes

na solução para os sítios de fixação da resina e por outro, a especiação dos metais em solução

que vai ser afectada pela presença de outros metais. Assim, é possivel concluir que a presença

de outros metais em solução diminui a labilidade dos complexos Cu(II)/EDTA e

Cd(II)/EDTA.

No caso do chumbo, observou-se a situação oposta ao caso do cobre e do chumbo. Assim,

independentemente da fracção de chumbo livre em solução, a fracção lábil de chumbo

determinada pelas duas resinas utilizadas é sempre maior quando se considera uma solução

composta por vários metais. Chega-se, assim a conclusão que a labilidade do complexo

Pb(II)/EDTA aumenta na presença de outros metais em solução.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

225

Tabela III.5.11: Razão (fracção de metal livre (%)/fracção lábil de metal (%)) determinada em cada solução com a Chelex 100 e a Amberlite CG-50.

Chelex 100 Amberlite CG-50

3 metais (Solução 1)

1 metal (Solução 2,3,4)

3 metais (Solução 1)

1 metal (Solução 2,3,4)

Cobre 11,5/9,0

(1,27) 50,0/43,3

(1,15) 11,5/0

50,0/35,2 (1,42)

Cádmio 96,0/76,9

(1,24) 50,0/61,4

(0,814) 96,0/62,8

(1,53) 50,0/45,6

(1,10)

Chumbo 42,5/45,0

(0,944) 50,0/49,9

(1,00) 42,5/69,1

(0,615) 50,0/52,2

(0,957)

III.5.4. Conclusão

Este estudo mostrou que eficiência de extracção pelas resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50

depende de vários parâmetros experimentais como o tempo de extracção, a razão massa de

resina/volume de solução ou a salinidade da solução. Determinou-se, assim, as condições

experimentais que permitem, na ausência de ligandos orgânicos, a extracção, pelas resinas

Chelex 100 e Amberlite CG-50, da totalidade do cobre, cádmio e chumbo presente em

soluções salinas e não salinas com concentrações na ordem dos 10-6 M:

• solução não salina: razão mr/Vs = 1 g.L-1; 1 hora de extracção;

• solução salina: razão mr/Vs = 10 g.L-1, 4 horas de extracção.

Verificou-se, ainda, que, de forma a reduzir as variações de pH durante a extracção dos metais

pelas resinas (variação que ocorre principalmente quando as concentrações de metais são

elevadas (10-6 M)), é conveniente proceder ao ajuste do pH da mistura resina/solução. Por

outro lado, este estudo permitiu mostrar que a fracção lábil determinada por SPE depende da

natureza da resina utilizada, dos ligandos presentes em solução e do metal considerado e,

ainda, da presença de outros metais. Efectivamente, verificou-se que, para quantidades

idênticas de metal livre, a fracção lábil de cobre, de cádmio e de chumbo determinada com a

Chelex 100 é sempre superior a fracção lábil determinada com a Amberlite CG-50.

A análise da extensão da dissociação dos complexos metálicos durante a extracção pelas duas

resinas estudadas permitiu, também, mostrar que, além da sua capacidade a dissociar ou não

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

226

um complexo, as resinas vão provocar uma dissociação mais ou menos extensa dos ligandos.

Assim, ao contrario do que foi adiantado por outros autores (Pesavento et al., 2001), duas resinas

poderão provocar a dissociação do mesmo complexo sem, no entanto, extrair a mesma

quantidade de metal envolvido nesse complexo porque o grau de dissociação provocada por

cada uma das resinas pode ser diferente.

Finalmente, mostrou-se que a fracção lábil determinada por uma resina depende não só da

especiação em solução do metal considerado mas também da especiação dos outros metais

existentes em solução porque que, além, da competição entre os metais existente na solução

para os vários ligandos naturais, existe também um competição entre metais para os sítios de

fixação da resina.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

227

III.6. Estudo por SPE da labilidade de complexos metálicos com a matéria húmica

III.6.1. Introdução

Verificou-se nos capítulos anteriores que a fracção lábil determinada pelos vários métodos de

fraccionamento usados neste trabalho é operacionalmente definida e comparou-se, também, a

fracção lábil obtida por aplicção a águas naturais, de cada um dos métodos de fraccionamento

usados neste trabalho. Além disso, o valor da fracção lábil foi confrontado com a percentagem

de metal livre apenas no caso de soluções sintéticas preparadas em água ultrapura com

ligandos orgânicos como o EDTA ou o NTA. Contudo, esses ligandos são pouco comuns nas

águas naturais cujos principais ligandos são substâncias húmicas. No entanto, não foi

encontrado na bibliografia qualquer estudo realizado com ligandos húmicos semelhante aos

estudos apresentados na secção III.5. No presente trabalho, comparou-se a fracção de cobre

não complexado com ligandos organicos numa solução de ácidos húmicos e cobre em água

salgada sintética (salinidade 13) com a fracção lábil de cobre determinada por extracção em

fase sólida com duas resinas: a Chelex 100 e a Amberlite CG-50.

Este estudo implica a determinação da fracção de cobre livre em solução. No caso de uma

solução não salina, essa fracção corresponde a todo o cobre não complexado por substâncias

húmicas. No entanto, numa matriz salgada, parte do cobre vai ser complexado pelos ligandos

inorgânicos presentes (Cl-, CO3-), logo a fracção de cobre não complexado por substâncias

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

228

húmicas corresponde ao cobre livre (catião metálico hidratado) mais o cobre complexado por

ligandos inorgânicos. Esta fracção será denominada por fracção de cobre (livre + inorgânico).

Como não são conhecidas as constantes de estabilidade dos complexos de cobre com a

matéria húmica, não é possível determinar a especiação do cobre em solução por calculo,

sendo necessário a utilização de um método que permita determinar a concentração de cobre

(livre + inorgânico) em solução. Existem várias técnicas que permitem determinar essa fracção

de cobre (livre + inorgânico) em soluções não salinas, nomeadamente um método de

equilibração com MnO2 desenvolvido por van den Berg (1982 e 1982a) ou ainda técnicas

voltamétricas com competição de ligando (Scarano et al., 1992). No presente trabalho, foi

desenvolvido um método que permite determinar a concentração de cobre (livre + inorgânico)

numa solução em equilíbrio com uma resina de troca catiónica: a Dowex 50W-X8.

Uma vez determinada a fracção de cobre (livre + inorgânico), se a concentração exacta de

ligandos inorgânicos e de todos os catiões presentes em solução for conhecida, será possível

determinar, com a ajuda do programa de calculo de especiação “CHEAQS) (verweij, 1999), a

fracção de cobre livre em solução (catião metálico hidratado) e comparar o seu valor com a

fracção lábil de cobre determinado por SPE com as resinas Amberlite CG-50 e Chelex 100.

III.6.2. Teoria do método de determinação da fracção de metal (livre + inorgânico) numa solução salina de metal e substancias húmicas

Este método está baseado na determinação do coeficiente de distribuição condicional KD’ de

um metal M entre uma resina de troca catiónica (a Dowex 50W-X8) e uma solução de

composição idêntica à da amostra mas na ausência de substancias húmicas, seguida pela

determinação da concentração de metal (livre + inorgânico) na amostra em equilíbrio com a

resina.

a) Definição de KD’

Como foi referido na secção III.1.4.2.2 , o coeficiente de distribuição KD de um metal M entre

uma resina de troca catiónica e a solução é definido pela razão:

[ ][ ] livre

nare

D M

MK += sin (III.6.1)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

229

onde [M]resina é a concentração total de metal na resina (milimoles de metal por grama de resina)

e [Mn+]livre a concentração de catião metálico hidratado (mol.L-1) em solução.

A solução sintética de água do mar de salinidade 13, usada para este estudo, tem a seguinte

composição:

[Na+] = 0,265 M [CO32-] = 2,450×10-4 M [SO4

2-] = 0,0203 M

[Mg2+] = 0,0203 M [Cl-] = 0,265 M

Logo, o catião metálico Mn+ pode ser complexado pelos ligandos inorgânicos, pelo que não é

possível considerar que, na ausência de ligandos orgânicos, todo o metal se encontra sob a

forma de catião metálico hidratado. Assim, como já foi referido, é necessário, no nosso caso,

considerar o metal presente na forma de catião hidratado e sob a forma de complexos

inorgânicos.

Segundo van den Berg (1982, 1982a), pode considerar-se que:

[M]livre + inorgânico = [Mn+]livre + [M(OH)2] + [MOH+] + [MCl+] (III.6.2)

+ [MSO4] + [MCO3] + [M(CO3)2-]

Para cada ligando inorgânico Li tem-se o seguinte equilíbrio (as cargas foram omitidas):

M + nLi M(Li)n (III.6.3)

Se se definir iβ como constante de estabilidade global, tem-se:

iβ = [ ]

[ ] [ ]nilivren

ni

LM

)M(L

×+ (III.6.4)

e [ ]ni )M(L = iβ × [ ] [ ]nilivren LM ×+ (III.6.5)

onde [ ]ni )M(L é a concentração de complexo formado por M e pelo ligando Li e [Li], a

concentração de ligando Li livre.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

230

Combinando as equações (III.6.2) e (III.6.5), obtém-se:

[M]livre + inorgânico = [Mn+]livre ( 1+ βOH- [OH-]2 + βOH- [OH-] + ...)

[M]livre + inorgânico = [Mn+]livre × a com a = 1 + ∑ ( iβ × [Li]ni)

e finalmente: [Mn+]livre = [M]livre + inorgânico / a (III.6.7)

Combinando as equações (III.6.1) e (III.6.7) obtem-se:

KD

[ ][ ] aM

M

inorgânicolivre

resina ×=+

(III.6.8)

Logo, é possível definir um coeficiente de distribuição condicional, KD’, dado por:

KD’[ ]

[ ] inorgânicolivre

resinaM

M

+

= (III.6.9)

sendo KD’ = KD / a (III.6.10)

Assim, o valor de KD’ será constante se a for constante em todas as soluções consideras, na

presença e na ausência de ligandos orgânicos.

b) Procedimento para determinação da concentração de metal

(livre + inorgânico) na presença de ligandos orgânicos

O valor de KD’ é determinado por equilibração da resina Dowex 50W-X8 com soluções de

concentração variável de metal. É de referir que a composição destas soluções deve ser

idêntica a da amostra estudada em termos de ligandos inorgânicos e catiões maioritários. O

valor de [M]resina pode ser determinado por eluição da resina, ou por diferença entre a

concentração de metal na solução antes e após equilibração com a resina, enquanto que o

valor de [M]livre + inorgânico corresponde a todo o metal que ficou na solução após equilibração

com a resina, o qual pode ser determinado directamente por F-AAS

Uma vez conhecido o valor de KD’, é possível determinar a concentração de metal não

complexado pelos húmicos, metal (livre + inorgânico), numa solução de metal e ácidos

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

231

húmicos em água salgada, após equilibração com a resina Dowex 50W-X8. Efectivamente, se

se determinar a concentração de metal na resina, [M]resina, a concentração de metal (livre +

inorgânico) é dada por:

[M]livre + inorgânico = [M]resina / KD’ (III.6.11)

Uma das condições impostas por este método é que KD’ se mantenha constante e para isso a

deve ser constante em todas as soluções usadas.

c) Condições necessárias à aplicação do método

Como foi visto na secções anteriores, o método aqui apresentado exige que certas condições

sejam satisfeitas. Segue-se uma lista das condições necessárias para a aplicação do método:

i) a força iónica e o pH devem ser mantidos constantes para garantir que o

coeficiente de distribuição condicional KD’ seja constante;

ii) a resina utilizada não deve remover completamente os metais em solução de

forma a permitir a determinação da concentração de metal que fica em solução;

iii) a resina deve estar presente em grande excesso para garantir que a quantidade

de resina não é o factor limitante da extracção;

iv) a concentração dos catiões maioritários presentes em solução deve ser mantida

constante;

v) não deve haver adsorção de metais complexados pelo ligando orgânico;

vi) as experiências devem ser conduzidas na gama de concentração em catião

metálico onde o KD’ é constante e que garante um excesso de resina;

vii) a temperatura deve ser constante.

d) Verificação da aplicabilidade do método

Como já foi referido anteriormente, uma das condições impostas pelo método é que KD’ seja

constante sendo para isso necessário que a seja constante em todas as soluções usadas.

Ora, a depende de βi e de [Li] e, portanto, será constante se estes valores forem constantes. No

caso presente, a é constante se [CO32-], [Cl-], [SO4

2-] e [OH-] forem constantes.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

232

• [Cl-], [SO42-] e [CO3

2-]

A concentração total de Cloreto ([Cl-] = 0,530 M) presente na solução sintética de água salgada

usada, é muito superior à concentração total de M (no caso estudado [Cu] ≈ 10-6 M). Desta

forma, a fracção de Cl- envolvido em complexos com o Mn+ será sempre desprezável perante a

concentração total de cloreto e pode assumir-se que a presença de Mn+ não faz variar a

concentração total de cloreto livre em solução.

O cloreto pode, ainda, formar complexos com o Mg2+ e o Na+. As concentrações totais destes

dois catiões, na solução estudada, são também muito elevadas, pelo que pode considerar-se

que a concentração de catião livre é constante, tanto no caso do Mg2+ como do Na+: a fracção

de catião envolvido em complexos com os ligandos presentes em solução será constante se a

concentração de ligandos livres for constante. É de salientar que as constantes de estabilidade

dos complexos NaCl e (MgCl)+ são muito baixas (Log KNa+ = -0,4 e Log KMg2+ = 0,2), pelo

que a concentração de catião complexado pelo Cl- pode ser desprezada perante a concentração

total de cada catião. Pode, então, concluir-se que a fracção de Cl- complexado será sempre

desprezável ou constante e, portanto, a concentração de cloreto livre em solução é constante.

O mesmo raciocínio pode ser aplicado ao caso do SO42- e do CO3

2- pelo que se pode concluir

que as concentrações de Cl-, SO42- e CO3

2- livre em solução são constantes.

• [OH-] O pH da solução em contacto com a resina é constante. Tem-se, assim, a relação:

{OH-} = [OH-] × fOH- = constante (III.6.12)

onde {OH-}é a actividade do ião OH-, [OH-] a sua concentração e fOH- o coeficiente de

actividade.

Como {OH-} é constante, [OH-] também é constante se fOH- for constante. O coeficiente de

actividade depende da força iónica da solução e, portanto, se a força iónica não variar, fOH- é

constante.

A força iónica I é definida pela seguinte relação: [ ]∑= ××i iX2

i(z21I (III.6.13)

em que zi é a carga do ião Xi e [Xi] representa a concentração do ião i.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

233

Logo, tem-se: I= ½ ([Na+] + 4×[Mg2+] + [Cl-] + 4×[CO32-] + 4×[SO4

2-] (III.6.14)

+ [OH-] + n2×[Mn+]+ [NO3-])

Os iões NO3- provêm do padrão de metal em que os metais Mn+ estão presentes na forma

M(NO3)n. O pH da solução estudada tem um valor próximo de 7,0 (pH das águas naturais),

daí que a concentração de OH- seja da ordem de grandeza de 10-7 M, muito inferior à

concentração dos outros iões. Da mesma forma, a concentração de Mn+ e NO3- também é

desprezável perante as outras concentrações. Pode, então, assumir-se que : I= ½ ([Na+] + 4×

[Mg2+] + [Cl-] + 4×[CO32-] + 4×[SO4

2-]). Já foi mostrado que todas estas concentrações são

constantes e, portanto, pode considerar-se que a força iónica da solução também é constante.

Demonstrou-se, desta forma, que a concentração de OH- livre em solução será constante se o

pH se mantiver constante.

Mostrou-se que todos os catiões e aniões maioritários presentes em solução têm

concentrações constantes e, portanto, que a é constante. Logo, é possível considerar que KD’ é

constante nas condições experimentais usadas.

III.6.3. Determinação do coeficiente de distribuição KD’ do cobre na resina Dowex 50W-X8

Como já foi referido, a primeira etapa do método definido neste trabalho consiste em

determinar o coeficiente de distribuição KD’ entre a resina Dowex 50W-X8 e uma solução de

cobre em água salgada sintética, na ausência de substâncias húmicas. O valor KD’ é obtido pelo

declive da recta [M]resina=f([M]livre+inorgânico). Procedeu-se, então, à extracção pela Dowex 50W-X8,

na forma Na+/Mg2+, do cobre presente em várias soluções de água salgada sintética com

diferentes concentrações de cobre. Usou-se uma razão mr/VS igual a 20 g.L-1 e o pH da

mistura resina/solução foi ajustado a 7,0 por adição de NaOH (0,1 M). Brown et al. (1999)

mostraram que este valor de mr/VS garante um excesso de resina no caso de uma solução não

salina com concentrações de cobre próximas das usadas no nosso trabalho. Uma vez que a

resina foi equilibrada com os catiões maioritários da água salgada, estes últimos não são

extraídos pela resina pelo que apenas o cobre será extraído. Logo, é possível considerar que

este valor de mr/VS garante, no nosso caso, um excesso suficiente de resina. Os resultados

obtidos, em duas experiências independentes, estão apresentados na Figura III.6.1 e na Tabela

III.6.1.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

234

Como é possível verificar, na ausência de substâncias húmicas, a relação entre a quantidade de

cobre em solução e a quantidade de cobre removido pela resina ao equilíbrio é linear para

concentrações de cobre em solução inferiores a 2,1×10-5 M. Para concentrações superiores a

este valor, a relação deixa de ser linear. Em consequência, este método só pode ser utilizado

com soluções cuja concentração de cobre após equilibração com a resina seja inferior a

2,1×10-5 M.

O valor de KD’ = 76,5 utilizado no resto deste trabalho corresponde à média dos dois valores

determinados experimentalmente. Brown et al. (1999) determinaram o valor de KD (Cu2+) para a

mesma resina na forma Na+ numa solução de água ultrapura com força iónica ajustada com

NaNO3. O valor obtido a pH 6,0 foi de (1430 ± 10). Um valor de KD’ mais baixo, obtido neste

trabalho, está de acordo com o facto de 22% do cobre estar complexado por ligandos

inorgânicos (Cl-, SO42-, OH-) na solução sintética de água salgada.

O pH inicial das misturas resina/solução foi ajustado a 7,0 e registou-se o pH final da solução.

Verificou-se que todos os valores medidos eram superiores ou iguais a 6,0. Esta variação de

pH não ira afectar o valor da força iónica que deve ser mantida constante, uma vez que as

concentrações dos iões OH- e H+ continuam a ser desprezáveis perante os outros iões em

solução. Por outro lado, verificou-se, ao efectuar cálculos da especiação inorgânica do cobre

com valores de pH iguais a 6 e 7, que esta pequena variação de pH tem um efeito não

significativo sobre a especiação do cobre em solução.

Tabela III.6.1: Valor experimental do coeficiente de distribuição KD’ (Cu2+) da resina Dowex 50W-X8 na forma Na+/Mg2+ a pH 7,0 e outros parâmetros da recta [Mr]=f([M]livre + inorgânico ).

Réplica A Réplica B

KD’ (declive) 77,2 ± 1,2 75,8 ± 1,1

Ordenada na origem 2×10-5 ± 2×10-5 5×10-5 ± 2×10-5

r (N) 0,999 (6) 0,999 (7)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

235

Figura III.6.1: Isotérmica de adsorção do cobre pela resina Dowex 50W-X8 na forma Na+/Mg2+ numa solução sintética de água salgada a pH 7,0.

III.6.4. Aplicação do método à determinação de [M]livre + inorgânico numa solução de metal e ligandos orgânicos em água salgada

O método que permite determinar [M]livre + inorgânico numa solução equilibrada com a resina

Dowex 50W-X8 foi, primeiro, aplicado a uma solução sintética de água salgada, cobre e ácido

cítrico. Os resultados obtidos foram comparados com os valores calculados com um

programa de cálculo de especiação (CHEAQS) (Verweij, 1999) permitindo assim testar a

fiabilidade do método.

III.6.4.1. Validação do método com uma solução de cobre e ácido cítrico em água salgada sintética

O método de determinação de [M]livre + inorgânico numa solução em equilíbrio com a resina Dowex

50W-X8 foi testado com uma solução de cobre e ácido cítrico em água salgada sintética. Para

esse efeito, foram preparadas duas soluções sintéticas com concentrações em cobre e em ácido

cítrico diferentes: a solução A com [Cu] = 1,02×10-5 e [ácido cítrico] = 9,46×10-5 M e a solução

B com [Cu] = 3,02×10-5 e [ácido cítrico] = 9,33×10-5 M. Estas duas soluções foram depois

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 6,0 7,0 8,0

Concentração de cobre em solução (10-5 M)

Moles de cobre removido por

grama de resina (10-6 mol.g-1)

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

236

equilibradas com a resina e determinou-se, então, a concentração de cobre livre e inorgânico

na solução final após equilibração. Realizaram-se 3 réplicas para cada solução; os resultados

obtidos estão apresentados na Tabela III.6.2. O pH inicial das misturas solução/resina foi

ajustado a 7,0 por adição de NaOH (0,1 M). O pH das misturas foi novamente medido no fim

da extracção (ao equilíbrio) tendo-se registado um valor médio de 6,3 ± 0,1. Este valor de pH

foi o valor utilizado nos cálculos da concentração de cobre livre por ser o valor de pH

registado ao equilíbrio.

Pode verificar-se na Tabela III.6.2 que a concentração total de cobre nas soluções A e B após

equilibração com a resina é sempre inferior a 2,1×10-5 M, valor de concentração máximo para

o qual o valor de KD’ aqui determinado pode ser utilizado. Os resultados experimentais

apresentam pouco variabilidade (variações sempre inferiores a 2%). Os valores calculados de

cobre (livre + inorgânico) foram determinados com o programa de calculo CHEAQS (Verweij,

1999). A diferença máxima entre os valores calculados e os valores experimentais foi calculada

da forma seguinte:

100 máximovalor

calculado valor -al experimentvalor diferença ×= (III.6.12)

Tabela III.6.2: Valores experimentais e calculados da concentração de cobre (livre + inorgânico) nas soluções A e B em equilíbrio com a resina.

Solução A Solução B

[Cu] total na solução em equilíbrio com a resina (M)

5,77×10-6 5,85×10-6 5,77×10-6

1,68×10-5 1,66×10-5 1,64×10-5

[Cu]livre + inorgânico na solução em equilíbrio com a resina –Valor

experimental (M)

2,88×10-6 2,85×10-6 2,83×10-6

8,68×10-6 8,64×10-6 8,37×10-6

[Cu]livre + inorgânico na solução em equilíbrio com a resina –Valor

calculado (M)

2,97×10-6 3,01×10-6 2,97×10-6

8,93×10-6 8,82×10-6 8,72×10-6

Diferença entre os valores experimentais e calculados (%)

3 5 5

3 2 4

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

237

Os valores de diferença obtidos são todos inferiores à 6 %. Pode, então, concluir-se que este

método apresenta grande eficiência para determinação da fracção de metal (livre + inorgânico)

numa solução salina equilibrada com a resina Dowex 50W-X8.

III.6.4.2. Aplicação do método a soluções de cobre e ácidos húmicos em água salgada sintética

Após um primeiro trabalho de validação do método com uma solução de cobre e ácido

cítrico, o método foi aplicado a uma solução de cobre e ácidos húmicos preparada em água

salgada sintética de salinidade 13. Esta solução tem uma composição mais semelhante a

composição das águas naturais encontradas num sistema estuarino como a Ria de Aveiro

embora os ácidos húmicos utilizados sejam ácidos húmicos comerciais (Fluka). Prepararam-se

duas soluções cuja composição está descrita na Tabela III.6.3.

Tabela III.6.3 : Composição das soluções de cobre e ácidos húmicos em água salgada.

[Cu] total [ácidos húmicos]

Solução 1 8,19×10-6 M 3,45 mg.L-1

Solução 2 8,27×10-6 M 17,2 mg.L-1

Procedeu-se à determinação da concentração de cobre livre e inorgânico na solução

equilibrada com a resina Dowex 50W-X8 na forma Na+/Mg2+. Foram realizadas duas réplicas

para cada solução. Os resultados obtidos estão apresentados na Tabela III.6.4. Relembra-se

que a fracção de cobre (livre + inorgânico) corresponde a todo o Cu(II) não complexado pelos

ácidos húmicos, ou seja o Cu(II) livre (catião metálico hidratado) e o Cu(II) complexado pelos

ligandos inorgânicos.

A concentração total de cobre é idêntica nas duas soluções enquanto que a concentração de

ácidos húmicos foi multiplicada por 5 da solução 1 para solução 2. No entanto, a quantidade

de Cu(II) complexado pelos ácidos húmicos na solução 2 representa apenas o triplo da

quantidade de Cu(II) complexada na solução 1. Por um lado, este efeito pode reflectir a

competição entre os ligandos inorgânicos e os ácidos húmicos na complexação do cobre. Por

outro, é possível presumir que parte dos ácidos húmicos formam complexos com outros

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

238

catiões que não o Cu(II). Os únicos outros catiões presentes em solução são os catiões

maioritários presentes na água salgada: o Na2 e o Mg2+. Pode, então, concluir-se que existe

uma certa competição entre os catiões maioritários da água salgada - Mg2+ e Na+ - e o Cu(II)

para os locais de complexação dos ácidos húmicos.

Tabela III.6.4: Concentração de cobre total e de cobre livre e inorgânico na solução em equilíbrio com a resina Dowex 50W-X8 na forma Na+/Mg.

[Cu] total em solução ao equilíbrio (M)

[Cu]livre + inorgânico em solução ao equilíbrio

(M)

% de cobre livre + inorgânico em

solução ao equilíbrio

Solução 1 3,65×10-6 3,57×10-6

2,96×10-6 3,04×10-6

81 85

Solução 2 4,91×10-6 4,83×10-6

2,15×10-6 2,10×10-6

44 43

III.6.5. Comparação da fracção lábil determinada por extracção em fase sólida com a fracção de metal livre e inorgânico na presença de ligandos húmicos

Este estudo foi realizados em duas etapas; primeiro, determinou-se a concentração de cobre

(livre + inorgânico) na solução final resultante da equilibração com a Dowex 50W-X8 e numa

segunda fase, a fracção lábil de cobre, na mesma solução, foi determinada por SPE com as

resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50.

III.6.5.1. Determinação da concentração de cobre livre e inorgânico

Foi determinada a concentração de cobre livre e inorgânico na solução equilibrada com a

resina Dowex 50W-X8 usando o método apresentado neste trabalho. A solução inicial foi

preparada em água salgada de salinidade de 13 e tem a seguinte composição: [Cu]total = 8,2×10-6

M; [ácidos húmicos] = 17,5 mg.L-1. Esta solução foi agitada com a resina Dowex 50W-X8

numa razão mr/VS=20 g.L-1 durante 24 horas até se atingir o equilíbrio. A solução equilibrada

com a resina foi utilizada em todo este estudo como amostra sintética. Foi nessa amostra

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

239

sintética que se determinou, primeiro a fracção de cobre (livre + inorgânico) e depois a

fracção lábil de cobre.

O pH inicial da mistura resina/solução foi ajustado a um valor próximo de 7,0 por adição de

Na2CO3 e procedeu-se como descrito na parte experimental. Os resultados obtidos (média e

desvio padrão respectivo) estão apresentados na Tabela III.6.5.

O método apresentado neste capítulo permite determinar a concentração de metal não

complexado pelo ligando estudado, no caso presente os ácidos húmicos mas não permite

determinar directamente a concentração de metal livre em solução. Por essa razão,

apresentou-se na Tabela III.6.5, a concentração de cobre não complexado pelos ácidos

húmicos determinada com este método (cobre livre + inorgânico) e a concentração de cobre

livre determinada, por cálculo, à partir do valor da concentração de cobre (livre + inorgânico),

com o programa CHEAQS (Verweij, 1999)

A solução, denominada amostra sintética, na qual vai ser determinada a concentração da

fracção lábil de cobre por SPE com a Chelex 100 e a Amberlite CG-50 é a solução equilibrada

com a Dowex 50W-X8. Nessa solução, cerca de 53 % do cobre está complexado com os

ligandos húmicos (Tabela III.6.5). Dos 47 % restantes, cerca de 71 % esta na forma livre

(catião metálico hidratado), o que representa apenas 33 % da concentração total de cobre em

solução.

Tabela III.6.5: Resultados da determinação da concentração de metal livre por equilibração com a Dowex 50W-X8 na solução estudada (média e desvio padrão de três réplicas).

Concentração total de cobre na solução equilibrada com a Dowex 50W-X8 (4,7×10-6 ± 9,6×10-8) M

Concentração de cobre não complexado pelos ácidos húmicos na solução equilibrada com a

Dowex 50W-X8 (concentração de cobre livre + inorgânico)

(2,21×10-6 ± 4,7×10-8) M

Concentração de cobre livre na solução equilibrada com a Dowex 50W-X8 (1,57×10-6 ± 3,2×10-8 ) M

pH da solução ao equilíbrio 6,8 ± 0,2

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

240

III.6.5.2. Fracção lábil de cobre determinada por extracção em fase sólida

A fracção lábil de cobre na amostra sintética foi determinada por extracção em fase sólida em

“batch” com duas resinas: a Chelex 100 e a Amberlite CG-50. As duas resinas foram

previamente lavadas com ácido e equilibradas com os catiões maioritários da solução extraída

(Na+ e Mg2+). O pH da mistura resina/solução foi ajustado a cerca de 7,0 por adição de NaOH

(0,1 M) de forma a minimizar as variações de pH durante a extracção e usou-se uma razão

mr/Vs igual a 10 g.L-1. Como se verificou na secção III.5.2.2, esta razão mr/Vs garante que, na

ausência de ligandos orgânicos, a totalidade do cobre presente numa solução salina é extraída

pelas resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50. Para cada resina, foram realizadas 3 réplicas e

dois brancos. Os brancos de extracção determinados para as duas resinas apresentavam todos

valores inferiores ao limite de detecção do método analítico (F-AAS). O pH final da mistura

resina/solução era de 5,4 no caso da Amberlite CG-50 e de 6,2 no caso da Chelex 100. Na

Tabela III.6.6 estão apresentados os resultados obtidos com as duas resinas.

A fracção de cobre lábil determinada com a Amberlite CG-50 representa 84 % da

concentração total de cobre enquanto que a fracção determinada com a Chelex 100 representa

99 % da concentração total. A fracção lábil de cobre determinada com a Chelex 100 é superior

a fracção lábil determinada com a Amberlite CG-50, o que está de acordo com resultados

anteriores obtidos para a fracção lábil de cobre em águas naturais e em soluções não salinas de

cobre e ligandos orgânicos não húmicos.

Tabela III.6.6 : Fracção lábil de metal (concentração e percentagem em relação a concentração total de

metal) determinada por extracção em fase sólida com as resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50.

Chelex 100 Amberlite CG-50

[Cu] lábil 4,64×10-6 ± 3,04×10-8 M 3,96×10-6 ± 8,21×10-8 M

%lábil 99 % 84 %

Em ambos os casos, a concentração da fracção lábil é muito superior à concentração de cobre

(livre+ inorgânico) e, no caso da Chelex 100, próxima da concentração total de cobre em

solução. Pode, então, concluir-se que estas duas resinas permitem extrair uma parte, no caso

da Amberlite CG-50, ou quase a totalidade, no caso da Chelex 100, do cobre complexado

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

241

pelos ácidos húmicos. Assim, a utilização destas duas resinas permite determinar fracções

diferentes de cobre em solução. A utilização da Amberlite CG-50 é, no caso estudado,

particularmente interessante, uma vez que permite determinar uma fracção de metal menor

que a fracção determinada com a Chelex 100 e cujo valor é significativamente diferente da

fracção total de cobre. Será então recomendável usar a Amberlite CG-50 em vez da Chelex

100, quando se pretende determinar o fraccionamento de metais em soluções ou amostras de

águas naturais com ligandos fracos e/ou que se dissociam facilmente.

III.6.6. Conclusão

O método de determinação da concentração de metal livre e inorgânico numa solução

equilibrada com a Dowex 50W-X8 apresenta bons resultados que foram validados com um

programa de cálculos de equilíbrios, numa solução contendo ácido cítrico. Assim, este método

representa uma boa alternativa para determinação da especiação de metais em soluções salinas.

Uma experiência com ácidos húmicos comerciais mostrou o interesse e a capacidade deste

método para estudos de caracterização de ligandos naturais. No entanto, existem ainda certas

limitações a utilização deste método nomeadamente a gama de concentrações para as quais o

KD ou KD’ é constante.

Este método permitiu, ainda, comparar a fracção lábil determinada por SPE com duas resinas

e a fracção de metal livre numa solução contendo cobre e ácidos humicos. Chegou-se assim a

conclusão que a fracção lábil obtida por SPE é muito superior a fracção de metal livre em

solução. Contudo, existem várias limitações que não permitem generalizar os resultados aqui

obtidos às condições naturais. Efectivamente, os níveis de concentração de metais e de ligando

considerados neste estudo são muito superiores aos níveis naturais, além de não terem sido

usadas proporções metal/ligando com valores próximos do valores encontrados nas águas

naturais, parâmetro que tem uma grande influência sobre a extensão da dissociação dos

complexos. De facto, nas águas naturais, os ligandos húmicos estão em grande excesso

relativamente aos metais vestigiais. Assim, seria interessante realizar o mesmo tipo de trabalho

com matéria húmica natural e com condições experimentais que simulem melhor as condições

naturais.

Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

242

III.7. Referências

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Fraccionamento de metais vestigiais em águas estuarinas

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Conclusão Geral

252

Conclusão Geral

253

IV. Conclusão Geral

Conclusão Geral

254

O objectivo principal deste trabalho era desenvolver e optimizar métodos de fraccionamento

de metais vestigiais em águas e sedimentos estuarinos.

Em primeiro lugar, foram determinadas as condições experimentais óptimas para a extracção

pelo EDTA de metais em sedimento e determinou-se o melhor protocolo para a realização do

estudo da cinética de extracção de metais no sedimento. As curvas de extracção obtidas com o

protocolo optimizado foram depois ajustadas com dois modelos cinéticos e duas equações

cinéticas e mostrou-se assim que o modelo de duas reacções de primeira ordem é o mais

eficiente para descrever a extracção pelo EDTA de metais vestigiais nos sedimentos

estudados. Este modelo permitiu mostrar que as quantidades de cobre, de cádmio e de

chumbo presentes nos sedimentos estudados podem ser dividas em três fracções,

caracterizadas pela velocidade de extracção pelo EDTA de cada metal. Assim a quantidade

total de cada metal divide-se entre a fracção de metal rapidamente extraída, a fracção de metal

lentamente extraída e a fracção de metal não extraída. O método de fraccionamento

optimizado em conjunto com o modelo de duas reacções de primeira ordem permitiu mostrar

que a composição do sedimento estudado tem influência sobre a extracção pelo EDTA dos

metais vestigiais estudados e consequentemente sobre o fraccionamento dos metais

determinado com base na cinética de extracção dos metais pelo EDTA.

A voltametria de redissolução anódica e a voltametria de redissolução catódica com

acumulação adsortiva foram as duas técnicas voltamétricas optimizadas, no presente trabalho,

com o objectivo de determinar a fracção lábil de cobre, cádmio e chumbo em águas estuarinas,

assim como a sua concentração total, após destruição da matéria orgânica presente na amostra.

Devido aos baixos níveis de concentração em cádmio e chumbo encontrados nas amostras

estudadas, só foi possível determinar o fraccionamento do cobre com estas técnicas

voltamétricas. Contudo, estas técnicas apresentam a grande vantagem de incluírem uma etapa

de pré-concentração e de permitirem a determinação simultânea da fracção lábil de cobre,

cádmio e chumbo.

A extracção em fase sólida com as resinas Chelex 100 e Amberlite CG-50 permitiu dividir o

cobre, o cádmio e o chumbo presente nas amostras de água estudadas em três fracções: a

fracção lábil de metal determinada com a Amberlite CG-50, a fracção lábil de metal

determinada com a Chelex 100 e a fracção de metal não extraível por estas resinas. Esta

técnica permitiu, também, mostrar que o fraccionamento dos metais depende da natureza do

metal considerado, dos ligandos presentes em solução e também da resina utilizada. Provou-

Conclusão Geral

255

se, ainda, que a fracção lábil de um metal determinada por SPE depende da presença de outros

metais em solução e que a natureza da resina utilizada tem influência sobre a extensão da

dissociação dos complexos metálicos e não só sobre a capacidade da resina a provocar ou não

a dissociação dos complexos metálicos.

A extracção em fase sólida foi, ainda, utilizada para o estudo da labilidade dos complexos

metálicos com húmicos. Desenvolveu-se para esse efeito, um método que permite determinar

a fracção de metal livre e inorgânico numa solução em equilíbrio com a resina Dowex

50W-X8. Apesar de não terem sido utilizados ácidos húmicos naturais e das condições

experimentais usadas não reflectirem exactamente as condições naturais, o trabalho realizado

permitiu validar o método e testá-lo com matéria húmica.

Uma das perspectivas do presente trabalho será a aplicação deste método a amostras de águas

naturais de modo a determinar a labilidade de complexos metálicos com matéria húmica

natural. Em relação ao fraccionamento de metais vestigiais em sedimentos, seria interessante

caracterizar cada uma das fracções obtidas com o método desenvolvido no presente trabalho.

Além disso, seria, ainda de grande interesse poder relacionar a biodisponibilidade dos metais

com cada uma das fracções obtidas.

No caso dos métodos voltamétricos, um dos objectivos de futuros trabalhos poderá ser o de

tentar alcançar níveis de determinação ainda mais baixos do que os que são actualmente

obtidos ou a simplificação do método para medições in-situ. No caso da extracção em fase

sólida, a utilização de novas resinas mais selectivas poderá permitir o fraccionamento do metal

presente em águas naturais com mais eficiência.

Anexos

256

Anexos

257

V. ANEXOS

Anexos

258

V.1. Anexo I - Problemas de interferências e contaminações nos métodos voltamétricos

Os métodos voltamétricos apresentam a vantagem de ser muito sensíveis e permitir

determinar concentrações de metais muito baixas. No entanto, a sua utilização pode, em

certos casos, ser posta em causa devido aos problemas de interferências e contaminações.

Entende-se por interferências tudo o que, de alguma forma, altere o sinal analítico que se

pretende medir. Na voltametria, podem-se considerar dois tipos distintos de interferências; um

originado pela formação de compostos inter-metálicos e outro proveniente de matéria

orgânica presente na solução-amostra.

Neste trabalho, os principais problemas encontrados foram devido a presença de matéria

orgânica que pode originar dois tipos de problemas. Primeiro, a matéria orgânica, ao ser

adsorvida na superfície do eléctrodo, constitui uma barreira à difusão da espécie a analisar e,

deste modo, o processo de deposição pode ser perturbado. Consequentemente, poderá

ocorrer uma redução da intensidade de corrente da espécie ou o deslocamento da posição do

pico (Buffle et al., 1997; Campos e van den Berg, 1994). De maneira a evitar este tipo de

interferência, é necessário reduzir ao mínimo o tempo de contacto entre a amostra e os

eléctrodos, nomeadamente usando tempos de acumulação baixos.

A complexação de iões metálicos por ligandos orgânicos constitui outro tipo de interferência

provocada pela presença de compostos orgânicos em numerosas matrizes. Este segundo caso

assimila-se mais a um problema de contaminação da amostra que poderá ser resolvido

tomando os devidos cuidados de lavagem do material utilizado nas medições. Na Figura V.1.1

estão representados os voltamogramas de uma solução de água ultrapura e de uma solução de

água desionisada na presença e na ausência de matéria orgânica obtidas por DPASV com as

seguintes condições experimentais: Eac = Ei = -1 V; tac = 600 s; Ef = 0,1 V; teq = 20 s;

velocidade de varrimento: 0,01V/s.

Na presença de matéria orgânica, em ambas as soluções, aparece uma bossa entre E=-0,6 V e

E= -0,2 V, perto do potencial do ponto de carga nula do eléctrodo de mercúrio. Tendo em

consideração o facto de não existir em solução qualquer compostos electro-activo, esta bossa

poderá ser originada pela presença em solução de compostos tensioactivos de carga nula que

adsorvem no eléctrodo de mercúrio. Por outro lado, outro problema encontrado ao longo

deste trabalho foi a presença de grandes quantidades de ferro na água utilizada para a

Anexos

259

preparação das soluções. Os colóides de ferro são compostos cujo tamanho permite que se

considere as suas cargas como nulas. Logo, as bossas observadas na Figura V.1.1 poderão,

também, dever-se a presença de colóides de ferro.

De uma forma geral, este tipo de interferência caracteriza-se pelo não crescimento dos picos

com adições sucessivas de metais ou mesmo a ausência de sinais.

Figura V.1.1: Voltamogramas de uma solução de água ultrapura e de uma solução de água desionisada na presença e na ausência de matéria orgânica obtidas por DPASV com as seguintes condições experimentais: Eac = Ei = -1 V; tac = 600 s; Ef = 0,1 V; teq = 20 s; velocidade de varrimento: 0,01V/s.

BUFFLE J., WIKINSON K. J., TERCIER M. L., PARTHASARATHY N., 1997, In situ monitoring and speciation of trace metals in natural waters. Societá Chimica Italiana, 87, 67-82.

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Agua E lix

-5,0E-07

-2,5E-07

0,0E+00-1200-1000-800-600-400-2000

E (mV)

Ip (nA)

Agua MilliQ

-7,5E -07

-5,5E -07

-3,5E -07

-1,5E -07

5,0E -08-1000-800-600-400-2000

E (mV)

ip (nA)

0

Ip (nA ) -2500

-5000

E(m V)

-50

-150

Ip (nA ) -350

-550

-750

E (m V)

P resença de M .O

Ausenc ia de M .O.

Presença de M .O

Ausenc ia de M .O.

Água Desionisada

Água ultrapura

Ausência de M.O.

Ausência de M.O.

Anexos

260

V.2. Anexo II – Constantes de estabilidade dos complexos formados com a oxina (Martell e Smith, 1979)

Os valores apresentados são Log K determinado à 25ºC a força iónica I=0.

Catião

Complexo Mg2+ Ca2+ Cu2+ Cd2+ Pb2+

ML 4,74 3,27 12,56 7,78 9,02

ML2 - - 23,0 - -

Anexos

261

V.3. Anexo III – Constantes de estabilidade dos complexos formados com o EDTA, o NTA e o ácido cítrico (Martell e Smith, 1979)

Os valores apresentados são Log K determinado à 25ºC a força iónica I=0.

• EDTA

Catião

complexo Mg2+ Na2+ Cu2+ Cd2+ Pb2+

ML 10,58 2,71 20,49 18,10 19,71

MHL 15,01 11,168 24,02 21,43 22,536

MH2L - - 26,23 23,23 24,439

MH3L - - - - 25,639

• NTA

Catião

complexo Mg2+ Na2+ Cu2+ Cd2+ Pb2+

ML 6,781 1,841 14,28 11,04 12,761

MHL - - 16,09 - 15,33

ML2 - - 18,04 15,11 13,44

Anexos

262

• Ácido cítrico

Catião

complexo Mg2+ Na2+ Cu2+ Cd2+ Pb2+

ML 4,84 1,289 7,18 5,36 4,34

ML2 - - - 5,18 10,42

ML3 - - - - 17,39

MHL 9,1 - 10,605 9,365 10,74

MH2L 12,35 - 13,37 12,48 15,50

M2L - - 9,81 - -

M2L2 - - 15,43 - -

Anexos

263

V.4. Anexo IV – Optimização do processo de destruição da matéria orgânica nas águas por acidificação e irradiação por ultra-violeta

Na maioria dos estudos, as amostras da água são acidificadas e irradiadas por Ultra-violeta

antes de se realizar a determinação da concentração total de metais (Campos e van den Berg,

1994; Donat et al., 1994;Gueguen et al., 1999; Jin e Gogan, 2000). Segundo a quantidade de matéria

orgânica existente na amostra, será necessário um tempo de irradiação mais ou menos longo

para garantir que toda a matéria orgânica seja destruída e que todos os metais se encontrem,

assim, sob a forma livre Mn+ (aq). De modo a determinar o tempo de irradiação necessário,

irradiou-se uma amostra de água durante vários tempos e determinou-se a intensidade do pico

de cobre obtido por AdCSV para cada tempo de irradiação. Como se pode observar na Figura

V.4.1, para tempos de irradiação superiores à 10 horas a intensidade do pico do cobre deixa de

aumentar e mantém-se constante. É de salientar que a intensidade do pico de cobre

determinada para tempos superiores à 10 horas é ligeiramente inferior a intensidade

determinada com 10 horas de irradiação. Esta diminuição poderá ser devida a adsorção de

metais nas paredes dos tubos de quartzo ou, eventualmente, a perdas por evaporação

provocadas pelo aquecimento da solução ao longo do tempo.

.

40

50

60

70

80

90

100

0 5 10 15 20 25 30

Tempo de irradiação (horas)

Ip (nA)

Figura V.4.1: Variação da intensidade do pico do cobre com o tempo de irradiação (Média de três replicas e desvio padrão respectivo.

Anexos

264

Pode, então, concluir-se que as amostras de água devem ser irradiadas pelo menos 10 horas

para garantir que toda a matéria orgânica seja destruída e que todo o metal presente na

amostra estaja na forma livre Mn+ (aq) de modo. Embora as amostras sejam provenientes do

mesmo local, a quantidade de matéria orgânica presente pode variar de uma amostra para

outra. Por esta razão decidiu-se usar um tempo de irradiação de 25 horas.

CAMPOS M.L.A.M., van den BERG C.M.G., 1994, Determination of copper complexation in sea water by cathodic stripping voltammetry and ligand competition with salicylaldoxime. Analytica Chimica Acta, 284, 481-496.

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Anexos

265

V.5. Anexo V – Localização da zona de amostragem dos sedimentos estudados

Figura V.5.1: Mapa de localização da zona de amostragem dos sedimentos estudados.

Estei

ro d

e Esta

rreja

Bico

ChegadoMuranzel

N

Largo

doLaranjo

Efluenteindustrial rico em

metais vestigais

N

AveiroOce

ano

Atlâ

ntic

o

5 km

2 km

Zona de amostragem

Estei

ro d

e Esta

rreja

Bico

ChegadoMuranzel

NN

Largo

doLaranjo

Efluenteindustrial rico em

metais vestigais

N

AveiroOce

ano

Atlâ

ntic

o

5 km

2 km2 km

Zona de amostragem

I.1. Anexo I - Problemas de interferências e contaminações nos métodos voltamétricos

Os métodos voltamétricos apresentam a vantagem de ser muito sensíveis e permitir

determinar concentrações de metais muito baixas. No entanto, a sua utilização pode, em

certos casos, ser posta em causa devido aos problemas de interferências e contaminações.

Entende-se por interferências tudo o que, de alguma forma, altere o sinal analítico que se

pretende medir. Na voltametria, podem-se considerar dois tipos distintos de interferências;

um originado pela formação de compostos inter-metálicos e outro proveniente de matéria

orgânica presente na solução-amostra.

Neste trabalho, os principais problemas encontrados foram devido a presença de matéria

orgânica que pode originar dois tipos de problemas. Primeiro, a matéria orgânica, ao ser

adsorvida na superfície do eléctrodo, constitui uma barreira à difusão da espécie a analisar

e, deste modo, o processo de deposição pode ser perturbado. Consequentemente, poderá

ocorrer uma redução da intensidade de corrente da espécie ou o deslocamento da posição

do pico (Buffle et al., 1997; Campos e van den Berg, 1994). De maneira a evitar este tipo de

interferência, é necessário reduzir ao mínimo o tempo de contacto entre a amostra e os

eléctrodos, nomeadamente usando tempos de acumulação baixos.

A complexação de iões metálicos por ligandos orgânicos constitui outro tipo de

interferência provocada pela presença de compostos orgânicos em numerosas matrizes.

Este segundo caso assimila-se mais a um problema de contaminação da amostra que

poderá ser resolvido tomando os devidos cuidados de lavagem do material utilizado nas

medições. Na Figura V.1.1 estão representados os voltamogramas de uma solução de água

ultrapura e de uma solução de água desionisada na presença e na ausência de matéria

orgânica obtidas por DPASV com as seguintes condições experimentais: Eac = Ei = -1 V; tac

= 600 s; Ef = 0,1 V; teq = 20 s; velocidade de varrimento: 0,01V/s.

Na presença de matéria orgânica, em ambas as soluções, aparece uma bossa entre E=-0,6

V e E= -0,2 V, perto do potencial do ponto de carga nula do eléctrodo de mercúrio. Tendo

em consideração o facto de não existir em solução qualquer compostos electro-activo, esta

bossa poderá ser originada pela presença em solução de compostos tensioactivos de carga

nula que adsorvem no eléctrodo de mercúrio. Por outro lado, outro problema encontrado

ao longo deste trabalho foi a presença de grandes quantidades de ferro na água utilizada

para a preparação das soluções. Os colóides de ferro são compostos cujo tamanho permite

que se considere as suas cargas como nulas. Logo, as bossas observadas na Figura V.1.1

poderão, também, dever-se a presença de colóides de ferro.

De uma forma geral, este tipo de interferência caracteriza-se pelo não crescimento dos

picos com adições sucessivas de metais ou mesmo a ausência de sinais.

Figura V.1.1: Voltamogramas de uma solução de água ultrapura e de uma solução de água desionisada na presença e na ausência de matéria orgânica obtidas por DPASV com as seguintes condições experimentais: Eac = Ei = -1 V; tac = 600 s; Ef = 0,1 V; teq = 20 s; velocidade de varrimento: 0,01V/s.

BUFFLE J., WIKINSON K. J., TERCIER M. L., PARTHASARATHY N., 1997, In situ monitoring and speciation of trace metals in natural waters. Societá Chimica Italiana, 87, 67-82.

CAMPOS M.L.A.M., van den BERG C.M.G., 1994, Determination of copper complexation in sea water by cathodic stripping voltammetry and ligand competition with salicylaldoxime. Analytica Chimica Acta, 284, 481-496.

Agua E lix

-5,0E-07

-2,5E-07

0,0E+00-1200-1000-800-600-400-2000

E (mV)

Ip (nA)

Agua MilliQ

-7,5E -07

-5,5E -07

-3,5E -07

-1,5E -07

5,0E -08-1000-800-600-400-2000

E (mV)

ip (nA)

0

Ip (nA ) -2500

-5000

E(m V)

-50

-150

Ip (nA ) -350

-550

-750

E (m V)

P resença de M .O

Ausenc ia de M .O.

Presença de M .O

Ausenc ia de M .O.

Água Desionisada

Água ultrapura

Ausência de M.O.

Ausência de M.O.

I.2. Anexo II – Constantes de estabilidade dos complexos formados com a oxina (Martell e Smith, 1979)

Os valores apresentados são Log K determinado à 25ºC a força iónica I=0.

Catião

Complexo Mg2+ Ca2+ Cu2+ Cd2+ Pb2+

ML 4,74 3,27 12,56 7,78 9,02

ML2 - - 23,0 - -

I.3. Anexo III – Constantes de estabilidade dos complexos formados com o EDTA, o NTA e o ácido cítrico (Martell e Smith, 1979)

Os valores apresentados são Log K determinado à 25ºC a força iónica I=0.

• EDTA

Catião

complexo Mg2+ Na2+ Cu2+ Cd2+ Pb2+

ML 10,58 2,71 20,49 18,10 19,71

MHL 15,01 11,168 24,02 21,43 22,536

MH2L - - 26,23 23,23 24,439

MH3L - - - - 25,639

• NTA

Catião

complexo Mg2+ Na2+ Cu2+ Cd2+ Pb2+

ML 6,781 1,841 14,28 11,04 12,761

MHL - - 16,09 - 15,33

ML2 - - 18,04 15,11 13,44

• Ácido cítrico

Catião

complexo Mg2+ Na2+ Cu2+ Cd2+ Pb2+

ML 4,84 1,289 7,18 5,36 4,34

ML2 - - - 5,18 10,42

ML3 - - - - 17,39

MHL 9,1 - 10,605 9,365 10,74

MH2L 12,35 - 13,37 12,48 15,50

M2L - - 9,81 - -

M2L2 - - 15,43 - -

I.4. Anexo IV – Optimização do processo de destruição da matéria orgânica nas águas por acidificação e irradiação por ultra-violeta

Na maioria dos estudos, as amostras da água são acidificadas e irradiadas por Ultra-violeta

antes de se realizar a determinação da concentração total de metais (Campos e van den Berg,

1994; Donat et al., 1994;Gueguen et al., 1999; Jin e Gogan, 2000). Segundo a quantidade de

matéria orgânica existente na amostra, será necessário um tempo de irradiação mais ou

menos longo para garantir que toda a matéria orgânica seja destruída e que todos os metais

se encontrem, assim, sob a forma livre Mn+ (aq). De modo a determinar o tempo de

irradiação necessário, irradiou-se uma amostra de água durante vários tempos e

determinou-se a intensidade do pico de cobre obtido por AdCSV para cada tempo de

irradiação. Como se pode observar na Figura V.4.1, para tempos de irradiação superiores à

10 horas a intensidade do pico do cobre deixa de aumentar e mantém-se constante. É de

salientar que a intensidade do pico de cobre determinada para tempos superiores à 10 horas

é ligeiramente inferior a intensidade determinada com 10 horas de irradiação. Esta

diminuição poderá ser devida a adsorção de metais nas paredes dos tubos de quartzo ou,

eventualmente, a perdas por evaporação provocadas pelo aquecimento da solução ao longo

do tempo.

.

40

50

60

70

80

90

100

0 5 10 15 20 25 30

Tempo de irradiação (horas)

Ip (nA)

II. Figura V.4.1: Variação da intensidade do pico do cobre com o tempo de irradiação (Média de três replicas e desvio padrão respectivo.

Pode, então, concluir-se que as amostras de água devem ser irradiadas pelo menos 10 horas

para garantir que toda a matéria orgânica seja destruída e que todo o metal presente na

amostra estaja na forma livre Mn+ (aq) de modo. Embora as amostras sejam provenientes

do mesmo local, a quantidade de matéria orgânica presente pode variar de uma amostra

para outra. Por esta razão decidiu-se usar um tempo de irradiação de 25 horas.

CAMPOS M.L.A.M., van den BERG C.M.G., 1994, Determination of copper complexation in sea water by cathodic stripping voltammetry and ligand competition with salicylaldoxime. Analytica Chimica Acta, 284, 481-496.

DONAT J.R., LAO K.A., BRULAND K. W., 1994, Speciation of dissolved copper and nickel in south San Francisco Bay: a multi-method approach. Analytica Chimica Acta, 284, 547-571.

GUEGUEN C., BELIN C., THOMAS B.A, MONNA F., FAVARGER P.Y., DOMINIK J., 1999, The effect of freshwater UV-irradiation prior to resin preconcentration of trace metals. Analytica Chimica Acta, 386, 155-159.

JIN L., GOGAN N.J., 2000, Copper complexing capacities of freshwaters by adsorptive cathodic stripping voltammetry. Analytica Chimica Acta, 412, 77-88.

II.1. Anexo V – Localização da zona de amostragem dos sedimentos estudados

III. Figura V.5.1: Mapa de localização da zona de amostragem dos sedimentos estudados.

Estei

ro d

e Esta

rreja

Bico

ChegadoMuranzel

N

Largo

doLaranjo

Efluenteindustrial rico em

metais vestigais

N

AveiroOce

ano

Atlâ

ntic

o

5 km

2 km

Zona de amostragem

Estei

ro d

e Esta

rreja

Bico

ChegadoMuranzel

NN

Largo

doLaranjo

Efluenteindustrial rico em

metais vestigais

N

AveiroOce

ano

Atlâ

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5 km

2 km2 km

Zona de amostragem